Spa - unesdoc

FLORACIONES ALGALES
NOCIVAS EN EL CONO
SUR AMERICANO
Eugenia A. Sar
Martha E. Ferrario
Beatriz Reguera
2
Cubierta. «Marea Café» en Península de Huequi (X
Región, Chile)(1); dinoflagelados tóxicos del Cono Sur
productores de PSP: Alexandrium tamarense (2);
Alexandrium catenella (3) y Gymnodinium catenatum
(4); dinoflagelados productores de DSP: Dinophysis
acuta (5); Dinophysis cf acuminata (6) y Dinophysis
caudata (7).
Fotos 1, 3, 5 y 7 de Alejandro Clément (Plancton Andino
S.A., Puerto Montt, Chile). Fotos 2,4 y 6 de Silvia Méndez
(DINARA, Montevideo, Uruguay).
3
4
5
6
1
7
2
Contracubierta: Módulo de granja de cultivo de
salmónidos en Puerto Aysén (XI Región, Chile) (1);
diatomeas formadoras de densas floraciones (no tóxicas) que pueden causar pérdida de apetito o mortandades en los salmónidos en cultivo: Chaetoceros
convolutus (2), Skeletonema costatum (3) y
Leptocylindrus minimus (4); Pseudonitzschia c f
australis (5), productora de toxina amnésica.
Foto 1 de Verónica Muñoz (Salmones Antártica S.A.,
Puerto Aysén, Chile); Fotos 2-5 de Alejandro Clément
(Plancton Andino S.A., Puerto Montt, Chile)
3
4
5
1
FLORACIONES ALGALES
NOCIVAS EN EL CONO SUR
AMERICANO
Eugenia A. Sar
Martha E. Ferrario
Beatriz Reguera
Con fines bibliográficos este documento debe ser citado como:
Floraciones Algales Nocivas en el Cono Sur Americano
E.A. Sar, M.E. Ferrario y B. Reguera (Eds.)
Instituto Español de Oceanografía, 2002.
Primera edición: mayo 2002
Instituto Español de Oceanografía, 2002
Avenida de Brasil, 31. 28020 Madrid - España
Teléfono: 91 417 54 11
Fax: 91 597 47 70
©
Impreso en:
Obradoiro Gráfico S.L.
Polígono do Rebullón, 52-D
Mos, Pontevedra - España
Teléfono: 986 486 130
Fax: 986 486 044
NIPO: 406-02-001-9
ISBN: 84-95877-01-5
Depósito legal: VG-418-2002
P.V.P.: 40 euros
El IEO autoriza la reproducción y difusión total o parcial de este
documento por cualquier medio, sin más limitación que citar su
procedencia.
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
5
PREFACIO
A lo largo de las últimas décadas, el problema de las proliferaciones o floraciones algales nocivas ha
adquirido una posición preeminente dentro de las prioridades científicas y ha recibido una creciente atención
de los medios de comunicación. No se trata de un fenómeno nuevo; existen relatos históricos de varios siglos
de antigüedad que describen observaciones atribuibles a episodios de microalgas tóxicas; por otra parte,
como se explica en varios de los capítulos de esta obra, las floraciones algales nocivas pueden aparecer de
modo recurrente en lugares poco o nada afectados por la acción humana. Sin embargo, como se indica en el
primer capítulo del libro, es innegable que la creciente explotación del medio costero por el hombre ha dado
lugar a un incremento del número de episodios algales nocivos registrados y puede haber contribuido a
extensiones de la distribución geográfica o aumentos de la intensidad de estos episodios.
La obra que tengo el placer de presentar representa una contribución modélica a la integración de
conocimientos sobre las floraciones algales nocivas. Se trata de uno de los raros ejemplos actuales de producción científica en castellano en que un grupo altamente cualificado de contribuyentes reúne información
de primera mano, sin tener que esperar a una traducción, generalmente tardía, a partir de otras lenguas. Se
añade a este mérito el que los temas que aborda el libro, que van desde la recopilación histórica hasta la
detallada descripción de metodología analítica, estén redactados en un lenguaje llano e intencionadamente
alejado de complicaciones terminológicas.
Observará el público lector que, en el párrafo anterior, he escrito “contribuyentes”, como hizo E. Balech
en el prólogo al Manual de Métodos Ficológicos editado en 1995, otra excelente aportación a la literatura
científica en castellano. He obviado así la tentación de utilizar una expresión políticamente correcta al estilo
de “autores/as”; no habrá escapado a nadie el detalle de que, incluidas las editoras, más de la mitad de las
personas firmantes son investigadoras.
Uno de los objetivos del presente volumen, para el que se prevé una amplia distribución, es el de llegar a
un amplio grupo de posibles usuarios y llenar así una necesidad importante de intercambio de conocimientos.
A primera vista, esta obra cubre en parte un terreno parecido al del Manual sobre Microalgas Marinas
Nocivas de la COI (UNESCO); no obstante, ejerce una función claramente complementaria en relación con
la problemática de las floraciones algales nocivas en el Cono Sur Americano. Las secciones introductorias
recogen experiencia acumulada a través de años de trabajo en el marco de las Rías Gallegas y de las
actividades del Laboratorio Comunitario de Referencia en Biotoxinas Marinas y el Centro COI-IEO de Vigo.
Los capítulos regionales sintetizan una valiosa información científica, con muchos resultados y datos que
hasta ahora se encontraban sepultados en literatura más o menos gris, informes restringidos y comunicaciones orales. Por otra parte, hay que destacar la actualización de metodología para análisis y bioensayos y el
aporte de información taxonómica especialmente dedicada a los organismos observados en la zona.
Quisiera terminar felicitando a todos los que han contribuido a esta publicación, que honra la colección del
IEO. Estoy segura de que representará una referencia obligada para estudiosos, gestores y todos los interesados en proliferaciones algales nocivas.
Marta Estrada
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
7
PRÓLOGO
Las Floraciones Algales Nocivas pueden producir impactos drásticos sobre los recursos pesqueros y la
salud pública, por lo que el estudio de la problemática vinculada a estos fenómenos ha adquirido una gran
relevancia. El incremento de las investigaciones en este campo del conocimiento tuvo como consecuencia el
endurecimiento progresivo de los controles impuesto por la normativa internacional para detección de toxinas
en mariscos y ello redundó en la necesidad de establecer mayor cantidad de programas de monitoreo de
microalgas tóxicas y ficotoxinas. Ante esta evidencia y ante la falta de un texto que compendiara los avances
que se produjeron sobre floraciones algales nocivas en el Cono Sur Americano, decidimos realizar la tarea de
preparar una obra que reuniera la información necesaria para abordar la temática desde diferentes perspectivas. Esta idea fue expuesta ante la comunidad científica sudamericana en ocasión de realizarse en Mar del
Plata el segundo Taller sobre Floraciones Algales Nocivas de Sudamérica, auspiciado por la Comisión
Oceanográfica Internacional, y recibió una muy buena acogida. Alentadas en el propósito de concretar el
proyecto decidimos acudir a investigadores de nuestra región y expertos de otras partes del mundo en las
diferentes disciplinas vinculadas al tema y plasmar el texto en español. El lector podrá encontrar en la
primera parte información sistematizada sobre cómo implementar un programa de monitoreo de microalgas
tóxicas, sobre las principales ficotoxinas de origen fitoplanctónico y sobre las metodologías más adecuadas
para detección, identificación y cuantificación de estas toxinas. En la segunda parte se abordan aspectos
taxonómicos de los diferentes grupos de microalgas implicados en episodios de toxicidad, dinoflagelados
tecados y atecados, diatomeas y fitoflagelados. La tercera parte está dedicada al análisis de episodios de
toxicidad sucedidos en el Cono Sur Americano, al análisis del impacto económico y social que alguno de ellos
han producido y a la reseña de los programas de investigación que se encuentran en curso en nuestra región.
En la última parte está compendiada la información sobre organizaciones internacionales y regionales relacionadas con programas y actividades sobre floraciones algales nocivas. Nos esperanza pensar que investigadores de universidades, institutos de enseñanza superior, servicios de sanidad y empresas vinculadas a la
acuicultura, docentes y alumnos de postgrado y pregrado, encontrarán en este compendio la información que
necesiten para desarrollar sus tareas. Si esto sucediera, el esfuerzo de todos los que creyeron en nuestro
proyecto, autores participantes y autoridades del Instituto Español de Oceanografía y de la Comisión
Oceanográfica Internacional, y el nuestro propio, habrá tenido sentido.
Las Editoras
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
9
ÍNDICE DE CAPÍTULOS
PREFACIO ....................................................................................................................... 5
Marta Estrada
PRÓLOGO ....................................................................................................................... 7
ÍNDICE DE CAPÍTULOS ................................................................................................. 9
AGRADECIMIENTOS ................................................................................................... 11
LISTADO DE AUTORES ............................................................................................... 13
LISTADO DE REVISORES ............................................................................................ 16
PARTE I. SEGUIMIENTO DE MICROALGAS NOCIVAS Y ANÁLISIS DE
FICOTOXINAS .......................................................................................................... 17
Capítulo 1: Establecimiento de un programa de seguimiento de microalgas tóxicas ....................... 19
Beatriz Reguera
Capítulo 2: Principales toxinas de origen fitoplanctónico: identificación y cuantificación mediante
cromatografía líquida de alta resolución (HPLC) ................................................................. 55
Néstor Lagos
Capítulo 3: Bioensayos con mamíferos y ensayos bioquímicos y celulares para la detección de
ficotoxinas .................................................................................................................... 77
M. Luisa Fernández, Aúrea Míguez, Emiliano Cacho, Ana Martínez, Jorge Diogéne & Takeshi
Yasumoto
PARTE II. TAXONOMÍA ............................................................................................. 121
Capítulo 4: Dinoflagelados tecados tóxicos del Cono Sur Americano ....................................... 123
Enrique Balech
Capítulo 5: Dinoflagelados atecados potencialmente toxígenos en el Cono Sur Americano ........... 145
Jacob Larsen
Capítulo 6: Fitoflagelados potencialmente toxígenos en el Cono Sur Americano ......................... 155
Ojvind Moestrup
Capítulo 7: Diatomeas potencialmente toxígenas del Cono Sur Americano ................................ 167
Martha E. Ferrario, Eugenia A Sar & Silvia E. Sala
ÍNDICE DE CAPÍTULOS
10
PARTE III. EPISODIOS REGIONALES: ANTECEDENTES, PROYECTOS DE SEGUIMIENTO E INVESTIGACIONES EN CURSO .......................................................... 195
Capítulo 8: Episodios de algas nocivas en la Patagonia Argentina ............................................. 197
Norma Santinelli, Viviana Sastre & José L. Esteves
Capítulo 9: El proyecto «Marea Roja» del Instituto Nacional de Investigación y Desarrollo Pesquero
(INIDEP) ................................................................................................................... 209
José I. Carreto, Rut Akselman, Hugo Benavides, Nora G. Montoya & Rubén Negri
Capítulo 10: Floraciones de microalgas nocivas en Brasil: estado del arte y proyectos en curso ..... 217
Clarisse Odebrecht, Sandra M.F.O. Azevedo, Virginia M.T. Garcia, Vera L.M. Huszar, Valeria
F. Magalhaes, Mariângela Menezes, Luís A.O. Proença, Leonardo R. Rörig, Denise R.
Tenenbaum, M. Celia Villac & João S. Yunes
Capítulo 11: Alexandrium catenella y veneno paralizante de los mariscos en Chile .................... 235
Leonardo Guzmán, Hernán Pacheco, Gemita Pizarro & César Alarcón
Capítulo 12: Impacto económico de las floraciones de microalgas nocivas en Chile y datos recientes
sobre la ocurrencia de veneno amnésico de los mariscos ..................................................... 257
Benjamín A. Suárez-Isla, Américo López, Cristián Hernández, Alejandro Clément & Leonardo
Guzmán
Capítulo 13: Floraciones algales nocivas en Uruguay: antecedentes, proyectos en curso y revisión de
resultados ................................................................................................................... 269
Silvia Méndez & Graciela Ferrari
PARTE IV. INSTITUCIONES RELACIONADAS CON LAS FLORACIONES ALGALES
NOCIVAS ................................................................................................................. 289
Capítulo 14: Organizaciones internacionales y regionales relacionadas con programas y actividades
sobre floraciones algales nocivas ..................................................................................... 291
Henrik Enevoldsen & Ángeles Aguilera
ÍNDICE TAXONÓMICO .............................................................................................. 307
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
11
AGRADECIMIENTOS
Las editoras desean expresar su agradecimiento a las personas que con su apoyo y colaboración hicieron
posible la elaboración, edición y producción de este libro.
A Marcela Álvarez, quien fuera Directora Provincial de Pesca de la Provincia de Buenos Aires, Argentina, y Héctor Lahitte, quien se desempeñara como Director del Área Biológica de la Comisión de Investigaciones Científicas de la Provincia de Buenos Aires, por el apoyo que consiguieran de sus Instituciones para
iniciar nuestro proyecto de elaborar un texto en español sobre floraciones algales nocivas del Cono Sur
Americano.
A Álvaro Fernández, Director del Instituto Español de Oceanografía (IEO), Eduardo López-Jamar,
Subdirector de Investigación y Presidente del Comité Asesor de Publicaciones del IEO, y Alberto GonzálezGarcés, Director del Centro Oceanográfico de Vigo del IEO, por apoyar con entusiasmo la publicación de
esta obra como una monografía del Instituto, haciendo efectiva, una vez más, la colaboración cultural de
España con los países de Iberoamérica. A Rafael Robles, anterior Director del IEO y actual responsable del
programa COPEMED (FAO), que siempre apoyó, predicando con el ejemplo, la cooperación con los países
del otro lado del Atlántico.
A Marta Estrada, del Instituto de Ciencias del Mar (CSIC, Barcelona, España), que distinguió nuestra
labor prologando este texto y a los científicos mencionados en la Lista de Revisores que colaboraron eficazmente en la revisión técnica de los trabajos que el texto contiene.
A Nora Galván y Nilda Malacalza, por la ayuda que nos brindaron en la labor de gestión y organización
durante los primeros estadios de preparación del libro.
A Mónica Lion, responsable del Centro COI-IEO Científico y de Comunicación sobre Algas Nocivas
(Vigo, España) por prestar el apoyo entusiasta del Centro, y a Cristina Sexto, secretaria del mismo, por las
innumerables horas dedicadas con ilusión y esmero al montaje de este libro.
A Enrique Balech, por haber accedido a nuestro pedido de colaboración con la generosidad que siempre
lo caracterizó, a pesar de estar pasando por momentos difíciles de su vida.
Finalmente queremos agradecer a todos y cada uno de los autores de los capítulos de este libro por haber
creído que éramos capaces de concretar nuestro proyecto y habérnoslo hecho posible con su participación
desinteresada.
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
13
LISTADO DE AUTORES
Ángeles Aguilera
COI-IEO Centro Científico y de Comunicación sobre Algas Nocivas. Instituto Español de Oceanografía.
Centro Oceanográfico de Vigo. Cabo Estay, Canido. Apdo. 1552. 36280 Vigo, España.
Rut Akselman
Instituto Nacional de Investigación y Desarrollo Pesquero (INIDEP). Paseo Victoria Ocampo,1. 7600
Mar del Plata, Argentina.
César Alarcón
Instituto de Fomento Pesquero, Zonal Magallanes, Waldo Seguel 677 interior, Punta Arenas, Chile.
Sandra M.F.O. Azevedo
Núcleo de Pesquisas de Productos Naturais, Universidad Federal do Rio de Janeiro, Cidade Universitária,
CCS-Bloco H, Rio de Janeiro, RJ, 21949-590, Brasil.
Enrique Balech
Casilla de Correo 64, 7630 Necochea, Buenos Aires, Argentina.
Hugo Benavides
Instituto Nacional de Investigación y Desarrollo Pesquero (INIDEP). Paseo Victoria Ocampo,1. 7600
Mar del Plata, Argentina.
Emiliano Cacho
Laboratorio Comunitario de Referencia en Biotoxinas Marinas. Ministerio de Administraciones Públicas,
Estación Marítima s/n, Aptdo. 90, 36208 Vigo, España.
José I. Carreto
Instituto Nacional de Investigación y Desarrollo Pesquero (INIDEP). Paseo Victoria Ocampo,1. 7600
Mar del Plata, Argentina.
Alejandro Clément
Plancton Andino Ltda. Casilla 823, Puerto Montt, Chile.
Jorge Diogéne
IRTA, Institut de Recerca i Tecnologia Agroalimentaries, Centro de Acuicultura, Apartado de Correos
200, 43540 - Sant Carles de la Rápita (Tarragona), España.
Henrik O. Enevoldsen
IOC Science and Communication Centre on Harmful Algae, University of Copenhagen, Øster
Farimagsgade 2D, DK-1353, Copenhagen K, Dinamarca.
José Luis Esteves
Laboratorio de Hidrobiología. Facultad de Ciencias Naturales. Universidad Nacional de la Patagonia.
Área de Oceanografía Química y Contaminación de Aguas. Centro Nacional Patagónico. CONICET.
9100 Trelew, Chubut, Argentina.
M. Luisa Fernández
Laboratorio Comunitario de Referencia en Biotoxinas Marinas. Ministerio de Administraciones Públicas,
Estación Marítima s/n, Aptdo. 90, 36208 Vigo, España.
Graciela Ferrari
Dirección Nacional de Recursos Acuáticos, Constituyente 1497, (CP11200), Montevideo, Uruguay.
LISTADO DE AUTORES Y REVISORES
14
Martha E. Ferrario
Departamento Científico Ficología, Facultad de Ciencias Naturales y Museo, Universidad Nacional de La
Plata, Paseo del Bosque s/n, 1900 La Plata, Argentina.
Virginia M.T. Garcia
Fundação Universidad Federal do Rio Grande. Caixa Postal 474, 96201-900 Rio Grande, RS, Brasil.
Leonardo Guzmán
Instituto de Fomento Pesquero, Zonal Magallanes, Waldo Seguel 677 interior, Punta Arenas, Chile.
Cristián Hernández
Invertec IGT, Román Díaz 1271, Santiago, Chile.
Vera L.M. Huszar
Museu Nacional, Universidad Federal do Rio de Janeiro, Quinta da Boa Vista, Rio de Janeiro, RJ, 21940540, Brasil.
Néstor Lagos
Laboratorio de Bioquímica de Membrana, Departamento de Fisiología y Biofísica, Facultad de Medicina,
Universidad de Chile. Casilla 70005, Santiago, Chile.
Jacob Larsen
IOC Science and Communication Centre on Harmful Algae, University of Copenhagen, Øster
Farimagsgade 2D, DK-1353, Copenhagen K, Dinamarca.
Américo López
Laboratorio de Toxinas Marinas, Programa de Fisiología y Biofísica, Instituto de Ciencias Biomédicas, Facultad de Medicina, Universidad de Chile, Av. Independencia 1027, Casilla 70005. Santiago 6530499, Chile.
Valeria F. Magalhaes
Núcleo de Pesquisas de Productos Naturais, Universidad Federal do Rio de Janeiro, Cidade Universitária,
CCS-Bloco H, Rio de Janeiro, RJ, 21949-590, Brasil.
Ana Martínez
Laboratorio Comunitario de Referencia en Biotoxinas Marinas. Ministerio de Administraciones Públicas,
Estación Marítima s/n, Aptdo. 90, 36208 Vigo, España.
Silvia Méndez
Dirección Nacional de Recursos Acuáticos, Constituyente 1497, (CP11200), Montevideo, Uruguay.
Mariângela Menezes
Museu Nacional, Universidad Federal do Rio de Janeiro, Quinta da Boa Vista, Rio de Janeiro, RJ, 21940540, Brasil.
Áurea Míguez
Laboratorio Comunitario de Referencia en Biotoxinas Marinas. Ministerio de Administraciones Públicas,
Estación Marítima s/n, Aptdo. 90, 36208 Vigo, España.
Øjvind Moestrup
University of Copenhaguen, Botanical Institute, Øster Farimagsgade 2 D, DK - 1353 Copenhagen K, Dinamarca.
Nora Montoya
Instituto Nacional de Investigación y Desarrollo Pesquero (INIDEP). Paseo Victoria Ocampo,1. 7600
Mar del Plata, Argentina.
Rubén Negri
Instituto Nacional de Investigación y Desarrollo Pesquero (INIDEP). Paseo Victoria Ocampo,1. 7600
Mar del Plata, Argentina.
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
15
Clarisse Odebrecht
Fundação Universidad Federal do Rio Grande. Caixa Postal 474, 96201-900 Rio Grande, RS, Brasil.
Hernán Pacheco
Instituto de Fomento Pesquero, Zonal Magallanes, Waldo Seguel 677 interior, Punta Arenas, Chile.
Gemita Pizarro
Instituto de Fomento Pesquero, Zonal Magallanes, Waldo Seguel 677 interior, Punta Arenas, Chile.
Luís A.O. Proença
Universidad do Vale do Itajaí, Centro de Ciências da Terra e do Mar, Caixa Postal 360, Itajaí, SC, 88302202, Brasil.
Beatriz Reguera
Instituto Español de Oceanografía, Centro Oceanográfico de Vigo, Apdo. 1552, 36280 Vigo, España.
Leonardo R. Rörig
Universidad do Vale do Itajaí, Centro de Ciências da Terra e do Mar, Caixa Postal 360, Itajaí, SC, 88302202, Brasil.
Silvia E. Sala
Departamento Científico Ficología, Facultad de Ciencias Naturales y Museo, Universidad Nacional de La
Plata, Paseo del Bosque s/n, 1900 La Plata, Argentina.
Norma Santinelli
Laboratorio de Hidrobiología. Facultad de Ciencias Naturales. Universidad Nacional de la Patagonia.
Área de Oceanografía Química y Contaminación de Aguas. Centro Nacional Patagónico. CONICET.
9100 Trelew, Chubut, Argentina.
Eugenia A. Sar
Departamento Científico Ficología, Facultad de Ciencias Naturales y Museo, Universidad Nacional de La
Plata, Paseo del Bosque s/n, 1900 La Plata, Argentina.
Viviana Sastre
Laboratorio de Hidrobiología. Facultad de Ciencias Naturales. Universidad Nacional de la Patagonia.
Área de Oceanografía Química y Contaminación de Aguas. Centro Nacional Patagónico. CONICET.
9100 Trelew, Chubut, Argentina.
Benjamín A. Suárez Isla
Laboratorio de Toxinas Marinas, Programa de Fisiología y Biofísica, Instituto de Ciencias Biomédicas, Facultad de Medicina, Universidad de Chile, Av. Independencia 1027, Casilla 70005. Santiago 6530499, Chile.
Denise R. Tenenbaum
Instituto de Biologia, Universidad Federal do Rio de Janeiro, Cidade Universitária, CCS-Bloco A, Rio de
Janeiro, RJ, 21949-900, Brasil. y Departamento de Oceanografia, Instituto de Geociências, Universidad do
Estado do Rio de Janeiro, Rua São Francisco Xavier, 524, sala 4020 E, Rio de Janeiro, RJ, 20550-900,
Brasil.
Maria Célia Villac
Instituto de Biologia, Universidad Federal do Rio de Janeiro, Cidade Universitária, CCS-Bloco A, Rio de
Janeiro, RJ, 21949-900, Brasil.
João S. Yunes
Fundação Universidad Federal do Rio Grande. Caixa Postal 474, 96201-900 Rio Grande, RS, Brasil.
Takeshi Yasumoto
Japan Food Research Laboratories, 6-11-10 Nagayama, Tama-Shi 206-0025, Japón.
LISTADO DE AUTORES Y REVISORES
16
LISTADO DE REVISORES
M. Josephe Chretiennot-Dinet
Observatoire Oceanologique de Banyuls. Laboratoire Arago. UMR 7621, B.P. 44. Banyuls sur Mer 66651,
Francia
Mª Luisa Fernández
Laboratorio Comunitario de Referencia en Biotoxinas Marinas. Ministerio de Administraciones Públicas.
Aptdo. 90, 36271 Vigo, España.
Martha E. Ferrario
Departamento Científico Ficología, Facultad de Ciencias Naturales y Museo, Universidad Nacional de La
Plata, Paseo del Bosque s/n, 1900 La Plata, Argentina.
Santiago Fraga
Instituto Español de Oceanografía. Centro Oceanográfico de Vigo. Cabo Estay, Canido. Aptdo 1552,
36280 Vigo, España.
José M. Franco
Instituto de Investigaciones Marinas (CSIC). Eduardo Cabello, 6. 36080 Vigo, España.
Silvia Méndez
Instituto Nacional de Pesca. Constituyente 1497, CP11200, Montevideo, Uruguay.
Yolanda Pazos
Centro de Control da Calidade do Medio Mariño. Peirao de Vilaxoán s/n. Villagarcía de Arosa,
Pontevedra 36611, España.
Beatriz Reguera
Instituto Español de Oceanografía. Centro Oceanográfico de Vigo. Cabo Estay, Canido. Aptdo 1552,
36280 Vigo, España.
Eugenia A. Sar
Departamento Científico Ficología, Facultad de Ciencias Naturales y Museo, Universidad Nacional de La
Plata, Paseo del Bosque s/n, 1900 La Plata, Argentina.
Alicia Seltzes
Cátedra de Fisiopatología. Universidad Nacional de Cuyo, Mendoza, Argentina.
Mercedes Vieytes
Facultad de Veterinaria, Departamento de Fisiología. Universidad de Santiago de Compostela. Lugo
27002, España.
Timothy Wyatt
Instituto de Investigaciones Marinas, Consejo Superior de Investigaciones Científicas
6, 36208 Vigo, España.
Eduardo Cabello,
PARTE I. SEGUIMIENTO DE MICROALGAS
NOCIVAS Y ANÁLISIS DE FICOTOXINAS
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
19
CAPÍTULO 1: ESTABLECIMIENTO DE UN PROGRAMA DE
SEGUIMIENTO DE MICROALGAS TOXICAS
BEATRIZ REGUERA
Instituto Español de Oceanografía, Centro Oceanográfico de Vigo, Apdo. 1552, 36280 Vigo, España.
INTRODUCCION .......................................................................................................... 21
MAREAS ROJAS INOCUAS/NOCIVAS/TÓXICAS Y OTROS EPISODIOS DE
MICROALGAS TÓXICAS ......................................................................................... 22
FLORACIONES ALGALES NOCIVAS Y EPISODIOS DE MICROALGAS TÓXICAS EN
EL CONO SUR AMERICANO ................................................................................... 25
OBJETIVOS DE LOS PROGRAMAS DE SEGUIMIENTO DE MICROALGAS TÓXICAS:
IDENTIFICACION DE PRIORIDADES .................................................................... 28
Objetivos Prioritarios del Seguimiento ................................................................................... 29
1.1 Protección de la Salud Pública........................................................................................ 29
1.2 Protección de los cultivos de peces y del mercado de moluscos bivalvos u otros recursos: alerta
temprana de los episodios. .............................................................................................. 32
1.2.1 P ROTECCIÓN DE LOS CULTIVOS DE PECES .......................................................................... 32
1.2.2 P ROTECCIÓN DE LAS EXPLOTACIONES DE MOLUSCOS ............................................................ 32
1.2.3 P ROTECCIÓN DE OTROS RECURSOS MARISQUEROS ................................................................. 34
1.3 Adquisición de poder de predicción sobre los episodios tóxicos .......................................... 34
IDENTIFICACIÓN DE LAS ESPECIES AGENTES DE EPISODIOS TÓXICOS: TEST DE
TOXICIDAD .............................................................................................................. 37
1. Análisis de los mariscos ................................................................................................... 37
2. Análisis de toxicidad del fitoplancton ................................................................................. 38
3. Aislamiento y cultivo de especies sospechosas. Determinación de su perfil de toxinas ................. 39
4. Comparación de los resultados de determinación de toxinas .................................................. 39
MÉTODOS DE MUESTREO DE FITOPLANCTON .......................................................
Cubos y Mallas .................................................................................................................
Redes de Plancton .............................................................................................................
Botellas oceanográficas ......................................................................................................
Mangueras .......................................................................................................................
40
41
41
42
42
MUESTREO DE MICROALGAS BENTÓNICAS ........................................................... 44
ANÁLISIS DE LAS MUESTRAS, ALMACENAMIENTO Y PROCESADO DE LOS DATOS . ......................................................................................................................... 44
Análisis Cualitativo de las Muestras de Red ............................................................................ 44
Análisis Cuantitativo de las Muestras ..................................................................................... 45
CAPÍTULO 1: E STABLECIMIENTO DE UN PROGRAMA DE SEGUIMIENTO
20
Almacenamiento de los Datos y Análisis de Resultados ............................................................ 45
DISEÑO DE LA RED DE MUESTREO DE FITOPLANCTON/DATOS AMBIENTALES
USO DE TECNOLOGÍAS AVANZADAS Y PERSPECTIVAS FUTURAS. .........................
Muestreadores Continuos y Boyas Oceanográficas .................................................................
Sensores Remotos .............................................................................................................
Sondas Moleculares y Celulares ...........................................................................................
46
47
47
47
48
BIBLIOGRAFÍA ............................................................................................................ 49
ANEXO I ....................................................................................................................... 53
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
21
ESTABLECIMIENTO DE UN PROGRAMA DE SEGUIMIENTO DE
MICROALGAS TOXICAS
BEATRIZ REGUERA
Instituto Español de Oceanografía, Centro Oceanográfico de Vigo, Apdo. 1552, 36280 Vigo, España.
INTRODUCCION
Las floraciones algales, en sentido estricto, o
«mareas rojas» son discoloraciones del agua visibles
a simple vista y debidas a proliferaciones de
microorganismos planctónicos pigmentados
(microalgas, ciliados, bacterias) que alcanzan concentraciones del orden de 106 cel · l-1 (Fig. 1). En
sentido amplio, el término «Floraciones Algales Nocivas» (en inglés «Harmful Algal Blooms» o su
acrónimo HAB) ha sido acuñado por la COI (Comisión Oceanográfica Intergubernamental) de la
UNESCO para designar las apariciones de un heterogéneo grupo de microorganismos que son percibidas
como dañinas por el hombre por sus efectos adversos en la salud humana, en las explotaciones de
acuicultura y turísticas de zonas costeras y en las
poblaciones naturales de organismos marinos. Si bien
el término se inspiró en las manchas de dinoflagelados
planctónicos, hoy día se aplica a cualquier población
microalgal, ya sea planctónica o bentónica, incluso
aunque las concentraciones celulares no sean muy
elevadas, siempre y cuando su aparición conlleve un
efecto nocivo. «Floraciones de Algas Nocivas» (FAN
en Sudamérica), pues, no es un término científico,
sino un término operativo que es hoy día ampliamente aceptado por la comunidad de científicos y por los
gestores sanitarios y medioambientales. El mismo término se empleó para denominar el programa internacional de la COI, aprobado por el Panel
Intergubernamental sobre Floraciones de Algas Nocivas (IPHAB) en junio de 1992 (Anónimo, 1992).
En las dos últimas décadas hemos sido testigos
de un incremento aparente, en intensidad, duración
y distribución geográfica, de las FAN. Debemos decir que el incremento es aparente, pues para probar
con rigor científico que el incremento es real, se requieren series históricas de datos de fitoplancton y
de condiciones ambientales de las que se dispone en
muy pocas partes del mundo. Con frecuencia se asocia la «primera aparición» de una especie tóxica en
Fig. 1. Marea roja de Noctiluca scintillans desarrollada en las
costas de San Sebastián (Golfo de Vizcaya, España) en mayo de
1988 tras un período de intensas lluvias (Foto cedida por J.
Urrutia, Servicio de Investigación Oceanográfica del País Vasco).
una región del mundo con la aparición de un evento
excepcionalmente virulento. Se ignora, en estos casos, la posibilidad de que la misma especie existiera
con anterioridad en niveles moderados no asociados
a eventos tóxicos, o en concentraciones que hubieran conferido a los mariscos niveles moderados o bajos
de toxinas que habrían pasado desapercibidos al no
existir programas de vigilancia. Los datos de regiones que disponen de una serie histórica de observaciones (10-50 años) confirman que puede haber una
CAPÍTULO 1: E STABLECIMIENTO DE UN PROGRAMA DE SEGUIMIENTO
22
µg equiv. STX · 100 g -1
100000
10000
1000
100
10
0,01
0,5
1/f (años-1)
1
Fig. 2. Posible relación empírica entre la intensidad de los episodios tóxicos (I en µg equiv. STX · 100 g -1) y la inversa de su
frecuencia (1/f en años-1).
relación de uno o varios órdenes de magnitud entre
el número de eventos en los que se detecta la presencia de especies tóxicas en cantidades muy bajas
(niveles de toxinas detectables por HPLC) y aquéllos en los que las concentraciones son suficientes
para conferir niveles de toxinas detectables por
bioensayos de ratón (> 38 mg equiv. STX · 100 g -1 de
carne en el caso de toxina paralizante); y a su vez
entre el número de estos últimos y el de episodios
excepcionales acompañados de víctimas humanas.
La relación entre virulencia de los episodios y su frecuencia podría representarse gráficamente como una
curva polimodal (Fig. 2) similar a las empleadas para
representar la frecuencia y magnitud de terremotos.
En la era de la información, la creciente sensibilización de la opinión pública ante temas ecológicos y
sanitarios, el efecto halo de los medios de comunicación, y la exigencia de controles cada vez más rígidos impuestos por la ley, tales como las directivas
europeas (Council EC, 1991, 1997, 2002) y las de la
Agencia para los Alimentos y las Drogas (FDA) en
Estados Unidos, para detectar la presencia de toxinas en los mariscos, han contribuido a poner en evidencia eventos tóxicos que probablemente existían
desde antaño y pasaron desapercibidos. El símil del
canario enjaulado, empleado en las galerías mineras
como «bioensayo» para detectar la presencia de emanaciones de gases tóxicos, es fácilmente extrapolable
a los episodios de algas nocivas que causan la muerte de peces: la presencia de los vertebrados, en ambos ejemplos, pone en evidencia un peligro que ya
existía. En algunas partes del mundo los primeros registros de FAN han aparecido tras la instalación de
cultivos de peces y en otras, con la llegada a la zona
de un fitoplanctólogo experto en FAN, o con la pues-
ta en marcha de un programa de vigilancia del medio
costero. Pero nadie cuestiona que hay una creciente
presión antropogénica sobre el litoral. Además de la
propia presión demográfica, el desarrollo de la
acuicultura y del sector turístico; aportes de tipo
agropecuario, urbano e industrial; dragados y otras
obras de ingeniería portuaria; transportes de aguas
de lastre de los barcos en recorridos cada vez más
rápidos de un extremo a otro del planeta, etc., y que
todos estos factores influyen en la composición del
fitoplancton, pueden favorecer el desarrollo masivo
de especies oportunistas capaces de acarrear problemas diversos por exceso de biomasa (eutrofización,
distrofia, etc.), y en algunos casos propiciar el incremento en intensidad y/o duración de las proliferaciones de algunas especies de microalgas tóxicas.
MAREAS ROJAS INOCUAS/NOCIVAS/
TÓXICAS Y OTROS EPISODIOS DE
MICROALGAS TÓXICAS
Las mareas rojas son discoloraciones
(alocromías sensu Balech) del agua del mar causadas por elevadas concentraciones de microorganismos planctónicos pigmentados. Cuando confieren al
agua una tonalidad rojiza, se emplea el término de
origen griego hemotalasia. Estas manchas son inofensivas en la mayor parte de los casos si se dan en
zonas con una buena tasa de renovación de agua, o
en zonas no dedicadas a la producción marisquera o
a la piscicultura, pero son consideradas como muy
nocivas en zonas turísticas y pueden crear alarma
social innecesaria si las autoridades sanitarias y los
consumidores no están bien informados. Tal fue el
caso con la espectacular mancha de Noctiluca
scintillans en mayo de 1988, formada en las costas
de San Sebastián (País Vasco, costa Cantábrica española) (Fig. 1) tras intensas lluvias, que colapsó la
venta de pescado y otros productos marinos en la
ciudad durante una semana. No obstante, una floración de idéntica composición podría resultar nociva
si apareciera en una zona de escasa circulación, o
dedicada a cultivos de peces en jaulas.
Las mareas rojas tóxicas son discoloraciones
de microalgas productoras de potentes venenos o
toxinas endocelulares. Se trata de mareas rojas
ictiotóxicas si liberan al medio exotoxinas con propiedades hemolíticas o neurotóxicas, que causan mortandades de peces y otros organismos marinos, como
ocurre con las floraciones de Prymnesium (Moestrup,
este volumen), Chrysochromulina polylepis (Dahl
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
et al., 1989) y Karenia mikimotoi (Gentien & Arzul,
1990).
Algunas microalgas producen toxinas tan potentes, que pueden resultar dañinas aunque no alcancen
concentraciones celulares elevadas que discoloren el
agua. Bastan unos pocos cientos (o miles, según la
especie) de células por litro para que los mariscos
adquieran niveles de toxinas que sobrepasan los límites legales establecidos como nivel de regulación.
Definiremos como episodios de microalgas tóxicas aquellos eventos en los que la presencia de
microalgas en concentraciones moderadas (no causantes de discoloraciones) confieren niveles de toxinas a los moluscos tales que pueden constituir un peligro para la salud, y obligan a las autoridades competentes a prohibir su recolección y comercialización.
Los mariscos tóxicos pueden transmitir estas substancias a niveles superiores de la cadena trófica, actuando como vectores que dan lugar a los tristemente célebres síndromes de «intoxicación por marisco»,
que afectan a los vertebrados y al hombre. En la Fig.
3 se presenta un esquema de los niveles de concentración celular de microalgas tóxicas planctónicas a
partir de los cuales se comienzan a detectar toxinas
en los mariscos sin que este suceso se vea necesariamente acompañado de discoloraciones.
Los síndromes tóxicos más conocidos causados
por microalgas son la «Intoxicación Paralizante por
Marisco» (Paralytic Shellsfish Poisoning = PSP),
la «Intoxicación Diarreica por Marisco» (Diarrhetic
Shellfish Poisoning = DSP), la «Intoxicación
Amnésica por Marisco» (Amnesic Shellfish
Poisoning = ASP) y la «Intoxicación Neurotóxica
por Marisco» (Neurotoxic Shellfish Poisoning =
NSP). En el Cono Sur se emplean a menudo los
acrónimos que se refieren a las toxinas causantes de
los distintos síndromes: VPM/TPM (Veneno o Toxina Paralizante de Marisco, o molusco), VDM/TDM
(Veneno o Toxina Diarreica de Marisco, o molusco)
y VAM/TAM (Veneno o Toxina Amnésica de Marisco, o molusco). Aunque los acrónimos anglosajones
(PSP, DSP, ASP etc) resultan a veces poco precisos,
pues se emplean para designar tanto a los síndromes
como a las toxinas que los ocasionan, quizás convendría que todos los utilizáramos mientras no se acuerde una terminología única entre los iberoamericanos.
En la terminología popular se confunden con frecuencia los distintos términos. En Galicia (España), la prensa local habla de que hay «marea roja» o «purga de
mar», aunque no haya rastro de discoloración en el
23
agua, cada vez que se prohíbe la comercialización de
moluscos en alguna zona de la costa por haberse detectado niveles de toxinas en los moluscos que los
convierten en no aptos para el consumo humano.
Un buen ejemplo de episodio de microalga tóxica, que puede provocar el síndrome con bajas concentraciones celulares (102 – 104 cel · l -1) lo constituyen los episodios de DSP asociados a la ocurrencia
de concentraciones moderadas de dinoflagelados del
género Dinophysis (Reguera et al., 1993; Blanco et
al., 1998). Además de los moluscos, las toxinas
microalgales pueden ser acumuladas por el
zooplancton (Maneiro et al., 2000) y en niveles
subletales en las vísceras de peces planctívoros. La
posterior transferencia de niveles subletales de toxinas, a través de pequeños organismos pelágicos, a
niveles superiores de la red trófica puede causar mortandades de mamíferos marinos, como fue el caso
de las muertes de leones marinos tras ingerir alimento portador de toxinas amnésicas (Scholin et al.,
2000).
Algunos episodios se podrían ajustar a más de
una de las definiciones anteriores. Así, las intensas
floraciones de Karenia brevis (Gymnodinium breve = Ptychodiscus brevis) en el Golfo de México
son mortíferas de peces; simultáneamente, las
brevetoxinas contenidas en las células son acumuladas por los mariscos, causando NSP; además, las
células y/o los productos excretados por éstas, son
dispersados en el aerosol formado con el batir de las
olas en la línea de playa, causando irritación en las
vías respiratorias de las personas que lo inhalan. Las
floraciones de Alexandrium minutum son agentes
de episodios de PSP. Pero no sólo las microalgas,
sino también el medio donde se desarrollan puede
ASP
(Pseudo-nitzschia spp.)
PSP
(Alexandrium spp., Gymnodinium catenatum)
DSP
(Dinophysis spp.)
10 0
10 1
10 2
10 3
10 4
10 5
10 6
Fig. 3. Rango de concentraciones celulares de microalgas
planctónicas tóxicas dentro de los cuales se manifiesta la presencia de toxinas en los bivalvos.
CAPÍTULO 1: E STABLECIMIENTO DE UN PROGRAMA DE SEGUIMIENTO
24
resultar tóxico. Se ha demostrado que el filtrado de
los cultivos de A. minutum inhibe el crecimiento de
otros flagelados (Blanco & Campos, 1988), y es tóxico
para el copépodo Euterpina acutifrons (Bagoien et
al., 1996) y para Artemia salina (Lush & Hallegraeff,
1996), así como para las fases larvarias y juveniles
de algunos peces (Lush et al., 1998). Estos últimos
autores encontraron que la actividad de los
«bloqueadores del canal de sodio» (SCB) era más
del doble en el filtrado del cultivo que en el interior de
las propias células de A. minutum. Durante una floración de esta especie en Alejandría (Egipto), la ciudad que le dió el nombre, se registraron mortandades
de peces del medio natural y de los del acuario de la
ciudad, que utilizaba agua de mar filtrada del medio
circundante (Halim & Labib, 1996).
En ocasiones, pueden ocurrir intoxicaciones de
origen desconocido, es decir, presencia de toxinas
en los moluscos que no se pueden asociar con la presencia de especies tóxicas conocidas en el plancton.
Algunas de estas incógnitas han podido ser resueltas
a posteriori con la mejora de las técnicas analíticas
de separación e identificación de nuevos compuestos, como el caso de la intoxicación por azaspirácidos
(AZP, recientemente regulado en una directiva de la
UE) en los bivalvos irlandeses, que se ha relacionado
con grandes dinoflagelados heterótrofos del género
Protoperidinium (Yasumoto, datos no publ.). En
otras ocasiones podemos oír hablar de intoxicaciones
de origen bentónico, si se sospecha que la fuente
de toxicidad es un organismo que vive en el fondo
marino o adherido a sustratos sólidos, como es el caso
de los dinoflagelados bentónicos del género
Prorocentrum, productores de toxinas diarreicas, o
los del género Ostreopsis, productores de toxinas
neurotóxicas o hemolíticas (como la palytoxina), o
los quistes de dinoflagelados planctónicos. La
Ciguatera, síndrome tóxico que se da tan sólo en regiones tropicales con arrecifes coralinos, es un caso
especial de intoxicación de origen bentónico que se
transmite por los peces que han ingerido materia vegetal sobre la que crecen dinoflagelados bentónicos
tales como Gambierdiscus toxicus. Otro caso especial es el de Pfiesteria piscicida (Burkholder et
al., 1992), dinoflagelado de complejo ciclo vital
polimórfico, que causa muertes masivas de peces y
afecta a los humanos que inhalan el espray formado
alrededor de sus tanques de cultivo.
Existen, por último, mareas rojas nocivas, es
decir, mareas rojas de microalgas no tóxicas pero que
pueden causar daños a los organismos marinos o perjuicios socioeconómicos. En general, cualquier especie fitoplanctónica que alcance densidades formadoras
de manchas constituye un peligro potencial para los
peces cultivados en jaulas flotantes o para los organismos bentónicos si:
·
·
·
·
posee apéndices espinosos, como Dictyocha
speculum y algunas especies de Chaetoceros del
grupo Phaeoceros, que erosionan físicamente e
irritan las agallas de los peces, aumentando el riesgo de infecciones patógenas;
segrega substancias mucilaginosas (como las
floraciones de Phaeocystis spp., Gymnodinium
impudicum) que vuelven viscosa al agua de mar
y afectan al sistema filtrador/branquial de los organismos, u ocasionan acumulaciones de espuma
en las playas;
alcanza densidades tan elevadas que puede hacer variar bruscamente los niveles de oxígeno disuelto o el pH del medio; o por su elevada biomasa
compite por los nutrientes y hace disminuir la penetración de luz, afectando negativamente a los
productores primarios bentónicos;
no es consumida por los herbívoros y al morir libera niveles importantes de amonio, o causa fermentaciones en el fondo.
Un buen ejemplo de marea roja nociva son las
espectaculares manchas de Noctiluca scintillans
(Fig. 1), que pueden crear alarma social y afectar al
sector turístico aunque no haya ningún daño real asociado. Sin embargo, manchas de la inocua Noctiluca
han causado mortandades de peces cultivados en
Japón al desarrollarse en zonas poco dinámicas y liberar altos niveles de amonio al decaer la floración.
Las floraciones de Coscinodiscus wailesii agotan
los nutrientes del medio, causan una disminución de
la transparencia y constituyen una amenaza para los
cultivos de la macroalga Porphyra sp. («nori») en
Japón, y en la fase de declive y sedimentación se han
asociado a necrosis de corales en regiones tropicales. El «mare sporco» italiano, una ingente producción de fitoplancton con gran secreción de compuestos mucilaginosos (Herndl, 1992), causó pérdidas millonarias en el sector turístico de las costas de Emilia
Romagna (noroeste del Mar Adriático) en 1989, y
produjo atascos en las agallas de los peces y daños a
la flora y fauna silvestre. El color pardo-verdoso de
las manchas, totalmente inocuas, del pequeño
dinoflagelado Alexandrium taylorii en algunas playas de Cataluña (España), en el Mediterráneo occi-
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
dental (Garcés et al., 1998), es interpretado (erróneamente) por los turistas como una señal de contaminación y de aportes de aguas residuales; el abandono de las playas con manchas por los visitantes
estivales causa así importantes pérdidas de ingresos
a los pequeños hoteles de la zona. Las floraciones de
Chaetoceros concavicornis han provocado mortandades de poblaciones naturales o de salmones en jaulas en la costa noroeste de Estados Unidos por la
fricción mecánica de las setas espinosas de esta
diatomea, que irritan las agallas, provocan segregación de mucus y acarrean hipoxia en la sangre de los
peces (Bell, 1961; Rensel, 1993).
La experiencia de los últimos 15 años nos enseña que no se debe considerar nunca cerrada la lista
de especies potencialmente tóxicas/nocivas de una
región. El episodio de Chrysochromulina polylepis
(«algas asesinas») en Escandinavia (Dahl et al., 1989;
Underdahl et al., 1989), los brotes de intoxicación
amnésica (ASP) en Canadá (Bates et al., 1989), y
las espectaculares mortandades de peces causadas
por proliferaciones de Pfiesteria piscicida e n
Chesapeake Bay (EEUU) (Burkholder et al., 1992)
constituyen buenos ejemplos de especies cuya peligrosidad no se puso de manifiesto hasta hace poco
más de una década a pesar de tener lugar en regiones del mundo con una larga historia previa de estudios fitoplanctónicos. A finales de la década de los
90, y en paralelo con grandes avances tecnológicos
para la separación y cuantificación de toxinas, hemos sido sorprendidos con la identificación del
dinoflagelado Gonyaulax grindleyi (=Protoceratium
reticulatum) como productor de yesotoxinas (Satake
et al ., 1997; MacKenzie et al ., 1998) y de
Alexandrium ostendfeldii como productor de un nuevo grupo de toxinas, los espirólidos (Cembella et al.,
1998). Los azaspirácidos, otro nuevo grupo de toxinas polietéreas detectadas en moluscos irlandeses,
se localizaron finalmente en el interior de grandes
dinoflagelados heterótrofos del género
Protoperidinium, como P. crassipes y P. depressum
(Yasumoto, datos no publ.). Se desconoce si son producidos por estos dinoflagelados o si por el contrario
se trata de una acumulación de toxinas procedentes
de una presa no identificada. La presencia de ácido
okadaico en los mejillones de Nueva Escocia (Canadá) no se ha podido correlacionar con las poblaciones de Dinophysis spp., y Lawrence et al. (1998,
2000) han presentado evidencias que sugieren que el
agente de esta toxicidad es el dinoflagelado bentónico
25
Prorocentrum lima, que crece como epífito en
macroalgas asociadas a las cuerdas de batea, y puede ser ingerido por los mejillones al ponerse en suspensión en la columna de agua en períodos de fuerte
turbulencia. La descripción reciente de nuevas toxinas polietéreas, causantes de episodios que se clasificaban como de «toxicidad de origen desconocido»
ha dado lugar, finalmente, a una profunda modificación (Council EC, 2002) de la vaga y difusa Directiva 91/492 (Council EC, 1991) en lo referente a toxinas «diarreicas».
FLORACIONES ALGALES NOCIVA S Y
EPISODIOS DE MICROALGAS TÓXICAS
EN EL CONO SUR AMERICANO
Los problemas más graves de origen ficotóxico
acaecidos en el Cono Sur, desde el punto de vista de
las autoridades sanitarias y pesqueras, pertenecen a
los definidos como «episodios de microalgas tóxicas»,
es decir, eventos en los que, sin alcanzarse necesariamente concentraciones que colorearan el agua, han
causado graves intoxicaciones humanas y prolongadas prohibiciones a la extracción y comercialización
de los moluscos. Les siguen en gravedad las
floraciones de microalgas mortíferas que han causado ingentes pérdidas económicas a los cultivadores
de salmón. Y aunque las cianobacterias de aguas
continentales no constituyen un objeto de estudio en
este volumen, no hay que olvidar el grave suceso de
Caruaru (Brasil), donde numerosos pacientes renales sometidos a diálisis murieron de intoxicación por
substancias hepatotóxicas segregadas por
cianobacterias que habían desarrollado densas
floraciones en los embalses de agua (Jochimsen et
al., 1998).
Las mareas rojas en el Cono Sur Americano, al
igual que en otras regiones del mundo, se han citado
al menos desde la época de las grandes campañas
oceanográficas del siglo XIX. Avaria (1979), en su
revisión de episodios en las costas chilenas, cita las
observaciones de Sir Charles Darwin, quien a bordo
del B.O. «Beagle» observó «franjas de agua color
fango, que vistas al microscopio bullían de pequeños
animáculos», posteriormente interpretados por Hart,
en 1943, como Mesodinium rubrum. Hoy día sabemos que los frentes marinos, las células de circulación de Langmuir y otras zonas de convergencias
constituyen lugares óptimos para la acumulación de
organismos planctónicos nadadores que de esta forma originan manchas y franjas que colorean el mar.
CAPÍTULO 1: E STABLECIMIENTO DE UN PROGRAMA DE SEGUIMIENTO
26
Tabla 1: Principales especies microalgales asociadas con la aparición de eventos tóxicos en el Cono Sur Americano (Información
tomada de Anónimo 1994, 1995 y de los otros capítulos de este volumen).
ESPECIE
DISTRIBUCIÓN
Alexandrium catenella
Sur de Chile (Regiones X-XII)
Canal de Beagle
Alexandrium tamarense
Argentina (costa Marplatense y
Patagonia) y Uruguay.
Alexandrium fraterculus
Sur de Brasil, estuario de La
Plata
Gymnodinium catenatum
Sur de Brasil, Uruguay, norte de Agente de episodios moderados
Argentina
de PSP en Uruguay y Argentina
Dinophysis acuta
Región de los fiordos chilenos
Principal agente de DSP en Chile
Dinophysis acuminata
Todo el Cono Sur
Asociado con episodios de DSP
en Uruguay, y con presencia de
toxinas diarreicas en Brasil y
norte de Argentina
Dinophysis caudata
Sur de Brasil, Uruguay
Asociado con presencia de
toxinas diarreicas en Brasil y
Uruguay
PSP
DSP
COMENTARIOS
Principal agente de episodios de
PSP en Chile. Causante de
víctimas humanas
Principal agente de PSP en
Argentina y Uruguay. Causante
de víctimas humanas.
Sospechoso de causar episodios
PSP en Uruguay. Toxicidad no
demostrada
Pseudo-nitzschia australis Chile, norte de Argentina
Agente de episodios ASP en
Chile; asociado con presencia de
toxinas ASP en Argentina
P. pseudodelicatissima
Todo el Cono Sur
Toxinas detectadas en cultivos de
cepas chilenas
Fiordos chilenos
Muertes masivas de salmones en
Chile
Fibrocapsa japonica
Sur de Brasil
Mortandad de peces
Microcystis aeruginosa
Aguas continentales y lagunas
costeras de Brasil
Muertes humanas. Intoxicación
de organismos marinos.
Synechocystis aquatilis
Sur de Brasil
Mortandad de peces
ASP
Heterosigma akashiwo
Mortandad de
Organismos
Marinos
Microcistinas y
Hepatotoxinas
Karenia cf mikimotoi
Por ello, abundan las citas de manchas de
dinoflagelados (Prorocentrum micans, Noctiluca
spp.) y ciliados (Mesodinium rubrum) observadas
durante campañas oceanográficas en la región de
afloramiento (surgencia) del Perú y norte de Chile, y
en zonas frontales de la plataforma Argentina. No
existen pruebas de que estas mareas rojas fueran
tóxicas, pero en ocasiones se han asociado con las
«arribazones» de peces muertos (por causas desconocidas) en playas de la región del Callao (Perú).
Carreto & Benavides (1993) citaron la existencia de archivos históricos en Argentina que mencionan mortandades en las poblaciones indígenas de
Ushuaia, causadas por consumo de mariscos, desde
1886. En el sur de Chile se comenta que los patagones
y mapuches realizaban auténticos «bioensayos» con
sus gatos, o que observaban si las aves marinas estaban consumiendo moluscos antes de atreverse a
hacer lo propio.
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
En la Tabla 1 se presenta una lista de las principales especies de microalgas nocivas en el Cono Sur.
Estas especies han sido identificadas, en algunos casos, como los agentes inequívocos de los eventos tóxicos. En otros casos, su proliferación ha sido asociada con la ocurrencia de un evento tóxico, pero queda
pendiente la demostración inequívoca de su toxicidad tras el aislamiento de las cepas, establecimiento
de cultivos monoalgales y posterior análisis de los
extractos celulares.
Los primeros casos de víctimas humanas registrados en tiempos recientes, presumiblemente por PSP,
se dieron en 1970 (Avaria, 1979) y en 1972 , año en
que estos brotes tóxicos se asociaron a la ocurrencia
de Alexandrium (= Gonyaulax) catenella en la región de Magallanes de la Patagonia chilena (Guzmán
& Campodonico, 1975). A partir de 1980 comienzan
los informes de virulentos episodios de PSP asociados a la ocurrencia de Alexandrium tamarense
(=Gonyaulax tamarensis/excavata) en las costas
de la Patagonia Argentina, donde se registraron valores de 50000 µg equiv. STX · 100 g-1 de carne
(Carreto et al., 1981). A partir de esta fecha, A.
tamarense parece haber expandido su área de distribución a toda la plataforma continental argentina
(Carreto et al., 1985, 1993, 1998), donde es el causante de episodios de PSP en primavera (octubrediciembre). En 1991 ocurrió un episodio de PSP, asociado a una proliferación de A. catenella, en el que
se alcanzaron concentraciones récord de hasta
127200 µg equiv. STX · 100 g -1 de carne en el Canal
de Beagle (Carreto & Benavides, 1993; Benavides
et al., 1995). Estos extraordinarios niveles de PSP
parecen haber remitido en los últimos años en
Magallanes (Guzmán et al., este volumen), pero datos recientes parecen indicar cambios mesoescalares
en la distribución de A. catenella. Los princpales focos de toxicidad tipo PSP asociados con esta especie se han desplazado hacia el norte, afectando a
Aysén (XI Región) a partir de 1995 (Tocornal, datos
no publ.) y más recientemente a Los Lagos (X Región), la zona de mayor producción marisquera y de
cultivos marinos de Chile, que no conocía estos episodios (Clément, datos no publ.). Gymnodinium
catenatum, agente de episodios PSP en Galicia y
Portugal (NE Atlántico), en la costa Pacífica Centroamericana, y en Tasmania, ha sido señalado como
el agente de episodios PSP en las costas de Uruguay
(Méndez et al.,1993a, 1993b), y de moderados episodios otoñales de PSP en las costas marplatenses
(Akselman et al., 1998). Recientemente ha sido iden-
27
tificado como agente de PSP en Santa Catarina, en
la costa sur de Brasil (Proença et al., en prensa).
Alexandrium tamarense también se cita como especie asociadas a la ocurrencia de saxitoxinas en Uruguay y sur de Brasil, pero el carácter tóxico de
Alexandrium fraterculus en la misma zona no ha
podido ser demostrado.
Las primeras intoxicaciones de tipo diarreico, en
la X Región chilena, se observaron en 1970 y 1971
(comun. pers. de J. Hermosilla, citado en Guzmán &
Campodonico, 1975). Los científicos chilenos fueron
los pioneros en asociar una densa floración de
Dinophysis spp. con la ocurrencia de desórdenes
gastrointestinales en los consumidores locales de Puerto Montt, cuando aún no había sido descrito el síndrome de intoxicación diarreica por bivalvo (Yasumoto
et al., 1978), ni se había identificado a Dinophysis
fortii como el agente de estos episodios. Las distintas especies de Dinophysis, potenciales productores de toxina diarreica, están bien representadas en
todo el Cono Sur. Tras el informe de Guzmán &
Campodonico (1975), Dinophysis acuta ha sido señalada repetidas veces como el agente de episodios
de DSP en la X región chilena (Lembeye et al., 1981
y 1993). Curiosamente Dinophysis acuminata, asociada a episodios diarreicos en Uruguay (Méndez et
al., 1993 b) y Brasil (Proença et al., en prensa), y
principal agente de episodios de DSP en la costa Atlántica europea, no parece conferir toxicidad a los
bivalvos en la X Región chilena, ni siquiera durante
episodios en los que se registraron concentraciones
inusualmente altas (18 x 104 cel · l-1) de esta especie
(Clément et al., 1994).
Las diatomeas Pseudo-nitzschia multiseries
(Ferrario et al., 1999) y P. australis (Negri & Inza,
1998; Ferrario et al., 1999) han sido registradas y
descritas en la costa norte de Argentina. P. australis
también ha sido citada en el sur de Chile (Clément,
1995; Suárez et al., este volumen). En años recientes se ha detectado ácido domoico en los bivalvos en
Brasil (Proença & Oliveira, 1999), Chile (Suárez et
al., este volumen) y Argentina (Carreto et al., este
volumen), si bien no siempre las concentraciones detectadas alcanzaron los niveles de regulación.
El flagelado ictiotóxico Heterosigma akashiwo
(«marea café») causó una catástrofe en la próspera
industria salmonera de Chile en 1988 (Clément &
Lembeye, 1993), causando pérdidas superiores a 2000
t de salmón. Recientemente, una floración de
Gymnodinium sp. ha vuelto a causar estragos en
CAPÍTULO 1: E STABLECIMIENTO DE UN PROGRAMA DE SEGUIMIENTO
28
esa región (Clément et al., 1999). En diversas ocasiones se han citado floraciones de Gymnodinium/
Gyrodinium spp. asociadas a irritaciones de las vías
respiratorias de bañistas en Brasil (Odebrecht et al.,
este volumen), pero las especies causante de estos
trastornos no han sido aún debidamente identificadas. Un buen ejemplo de mareas rojas no tóxicas
pero potencialmente nocivas, lo constituyen las
floraciones de algunas diatomeas, como
Leptocylindrus minimus y Chaetoceros convolutus,
que han causado mortandades en los cultivos de salmón en la X Región chilena (Clément & Lembeye,
1993; Clément, 1994).
En aguas de la plataforma argentina se ha confirmado la transferencia de niveles subletales de toxinas paralizantes a distintos eslabones de la cadena
trófica pelágica, tales como el microplancton
heterótrofo (Carreto et al., 1986) y peces (Carreto
et al., 1993; Montoya et al., 1998), así como casos
de mortandades de caballa por estas toxinas
(Montoya et al., 1995). Recientemente también se
ha observado presencia de toxina amnésica en las
anchoítas (Carreto et al., este volumen). Otra observación de interés es la presencia de toxinas PSP en
moluscos gasterópodos, como el caracol Zidona
dufresnei (Carreto e t a l ., 1996), y el «loco»
(Concholepas concholepas), que lo adquiren tras
predar otros bivalvos vectores de las toxinas.
De la anterior revisión se deduce que ya existe
un conocimiento razonable, en gran parte del Cono
Sur, sobre la identidad de las principales especies causantes de los distintos síndromes tóxicos y eventos
nocivos, su época de aparición, y las zonas de máxima incidencia de los impactos negativos de las
floraciones. No obstante, existen aún regiones con
alto riesgo de aparición de brotes tóxicos en la
Patagonia argentina (Santinelli et al., este volumen),
y el sur de Chile (Guzmán et al., este volumen) sobre
las que no existe información disponible; en otras sería deseable potenciar las iniciativas de divulgación
del problema a la población, para erradicar los casos
de desgracias humanas, y aumentar la frecuencia
espacio-temporal de los muestreos para optimizar la
explotación de los recursos de interés comercial,
agilizando las aperturas y cierres de extracción de
los moluscos afectados por las toxinas. En los últimos años se han intensificado los programas de seguimiento de microalgas nocivas y ficotoxinas en distintas regiones del Cono Sur, o se han creado programas nuevos, como ha sido el caso en las costas de
Santa Catarina, al sur de Brasil. La introducción de
la miticultura en esta región, como alternativa a las
pesquerías artesanales, ha exigido el aumento de medidas de control (Proença & Rörig, 1995; Proença et
al., 1997). Este incipiente programa de seguimiento
ya ha informado de la existencia de niveles moderados de PSP, DSP y ASP en los mariscos, que si bien
no alcanzan la virulencia de los registrados en el extremo sur del continente, podrían causar malestares
subletales a los consumidores y afectar a la
comercialización legal del producto si se alcanzan
niveles de toxinas superiores a los niveles regulatorios.
En otros países, como Chile y Perú, las exigencias de
los importadores (Unión Europea y otros) han conducido a una notable intensificación de los controles
de toxinas en los mariscos, y a la aplicación de métodos estándares y establecimiento de niveles
regulatorios. Por todo lo expuesto, es previsible que
la lista de especies tóxicas y su incidencia en la salud
pública y/o en las pesquerías y cultivos marinos del
Cono Sur aumenten en los años venideros.
OBJETIVOS DE LOS PROGRAMAS DE
SEGUIMIENTO DE MICROALGAS
TÓXICAS: IDENTIFICACION DE
PRIORIDADES
Antes de establecer un programa de seguimiento de microalgas tóxicas/nocivas es necesario un esfuerzo inicial de sentido común para diseñar un programa que responda a las demandas sociales de la
región objeto de estudio y que sea realizable con los
medios materiales y recursos humanos disponibles.
Las preguntas que se deben plantear con este propósito son:
1 . ¿Cuál es el objetivo prioritario del programa
de seguimiento?
1.1. Proteger la salud pública: establecer un sistema
de control de ficotoxinas en productos destinados
al consumo humano.
1.2. Proteger los cultivos de peces y el mercado de
los productos marisqueros: constituir una red de
alerta temprana de los episodios tóxico/nocivos.
1.3. Adquirir una capacidad de predicción de la iniciación, duración y desaparición de los episodios.
2 . ¿De que recursos se dispone?
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
29
37
✖
(nd)
75 ✖
(1960)
68 ✖
Fig. 4. Variación individual del contenido de toxina amnésica en
65 vieiras de las Rías Gallegas. Porcentaje de descenso de toxicidad en individuos sin hepatopáncreas (Arévalo et al., 1998).
2.1. Embarcación de muestreo y equipamiento científico.
2.2. Personal científico, técnicos y auxiliares.
2.3 Presupuesto inicial y de mantenimiento.
Objetivos Prioritarios del Seguimiento
1.1 Protección de la Salud Pública
Parece obvio que la prioridad número uno de un
programa de seguimiento de fitoplancton tóxico, en
cualquier región del mundo, es la protección de la
salud pública, máxime si existen antecedentes de episodios especialmente intensos que hubieran ocasionado víctimas fatales, como los casos ya mencionados de PSP en el extremo sur de Argentina y Chile.
Las autoridades sanitarias deben, pues, asumir como
una prioridad la protección de la salud pública mediante el control de la salubridad de los productos
marinos destinados al mercado, o de los que se recogen para consumo privado con fines no comerciales.
Las zonas costeras con tradición de consumo de
marisco silvestre se deben considerar como zonas
de riesgo si no existen controles sanitarios. La consecución de este objetivo básico se obtiene mediante
el establecimiento de un simple programa de seguimiento de la presencia de ficotoxinas en los bivalvos,
mediante bioensayos de ratón (PSP, DSP) o análisis
químicos (ASP), aplicando los métodos estándares y
estableciendo niveles regulatorios (Fernández &
Diogéne, este volumen).
El diseño de la red de muestreo se hará según el
recurso a explotar y su distribución. Cualquier producto marino que sea tradicionalmente consumido por
la población local o exportado, y que sea susceptible
de adquirir toxina, debe ser controlado. Así, en algu-
(36160)
11.8 ✖
42 ✖
39
(240)
(360)
300 ✖
273 ✖ 5 m
(6560)
318 ✖
(10040)
17.8 ✖
✖ 2m
(9320)
1069 ✖ 10 m
(40)
22.8 ✖ 15 m
Fig. 5. Distribución vertical heterogénea del contenido de toxinas
(µg equiv. STX · 100g-1 de carne) en cuatro profundidades (2, 5,
10 y 15 m) de una cuerda de batea de mejillón de las rías gallegas
en tres muestreos semanales sucesivos durante un episodio de
PSP causado por Gymnodinium catenatum (entre paréntesis, y
en cursiva, la concentración en cel · l -1 en muestras integradas de
manguera a 0-5, 5-10 y 10-15 m) ) en el verano de 1988 (Martínez
et al., 1991) (nd = no detectado).
nos países/regiones se consumen moluscos
gasterópodos no filtradores pero que pueden ramonear sobre tapices de microalgas bentónicas tóxicas
que crecen en las rocas, o caracoles carnívoros que
ingieren bivalvos con niveles preocupantes de toxinas. No hay tradición de consumo de erizos de mar
en Andalucía (España), pero este producto se recolecta y exporta a Francia, donde los consideran un
manjar. Los erizos pueden ramonear sobre microalgas
bentónicas tóxicas, y por ello, este producto se somete a controles de presencia de toxinas de origen
bentónico (ver National Reports, Spain, en Anónimo,
2001).
En el diseño de una red de muestreo de ficotoxinas
son factores importantes a considerar:
·
·
El tamaño de la muestra, que debe ser representativa de la población, ya que puede haber una
gran variabilidad entre individuos, o entre rangos
de edad de la población (White et al., 1993;
Arévalo et al., 1998; ver Fig. 4) .
Si se trata de bivalvos cultivados en cuerdas colgantes de bateas u otro soporte vertical, es esencial tomar muestras a distintas profundidades, pues
la heterogénea distribución vertical del fitoplancton
tóxico puede verse reflejada en grandes diferencias de contenido de toxinas en los bivalvos de
CAPÍTULO 1: E STABLECIMIENTO DE UN PROGRAMA DE SEGUIMIENTO
30
Fig. 6. Cultivo de mejillón en las Rías Gallegas, zona de intensa producción (25 x 104 t anuales), lo que justifica grandes inversiones
en programas de seguimiento de fitoplancton tóxico y ficotoxinas. Izda. arriba: Vista aérea de una zona de bateas en la Ría de Arosa
Izda. abajo: Batea tradicional de mejillones; Dcha.: Fotografía submarina de las cuerdas de batea cargadas de mejillones. (Fotografías
del «Centro de Control do Medio Mariño» de la Xunta de Galicia)
·
·
una misma estación de muestreo (Martínez et al.,
1991; ver Fig. 5).
El número de puntos de muestreo, distribución
espacial de las estaciones y frecuencia temporal
de muestreo se planeará de acuerdo con la heterogeneidad espacio-temporal de las variables
oceanográficas en el área de distribución del recurso.
Los mejillones (Mytilus spp.), por su voracidad,
suelen escogerse como bivalvo «centinela» porque acumulan, antes que otros filtradores, toxinas
por encima del nivel de regulación. Pero una vez
detectado el brote tóxico, los análisis habrán de
aplicarse a las distintas especies destinadas a consumo humano, ya que la dinámica de intoxicación
y detoxificación de los bivalvos presenta una gran
variabilidad específica, y durante episodios tóxicos intensos se registran niveles elevados de toxina en prácticamente todos los organismos de la
red trófica local (Shumway, 1994).
·
Los recursos económicos disponibles para organizar la red de muestreo y el costo del recurso a
proteger.
Así, en una pequeña bahía, ría o fiordo, donde la
producción de un recurso es muy moderada, el balance entre el análisis de riesgos y la relación Costo/
Beneficio puede aconsejar cerrar la extracción de
marisco en toda la zona tan pronto como se detecten
niveles de toxinas por encima de los niveles
regulatorios en algún punto de muestreo. El bajo costo de la producción puede incluso justificar el mantener prohibida la extracción de marisco, y detener los
controles de biotoxinas, durante toda la temporada
de máximo riesgo de aparición de brotes tóxicos. Por
el contrario, en zonas de intensa producción, como
es el caso de los cultivos de mejillón en bateas de las
Rías Bajas gallegas (Fig. 6), la magnitud del producto extraído ( 250 000 t anuales) justifica el control de
toxinas en múltiples estaciones, con frecuencias de
hasta 2-3 veces por semana en la época de mayor
incidencia de brotes tóxicos, y el mantenimiento de
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
zonas «abiertas» y zonas «cerradas» a la extracción
dentro de una misma ría, de acuerdo con los datos de
toxicidad obtenidos (Mariño et al., 1998). Una cifra
razonable puede ser dedicar a la investigación y protección del recurso una cantidad equivalente al 1-2%
de su valor de primera venta.
Los episodios de ASP parecen constituir una excepción al caso general de detección de toxinas en
los mitílidos flotantes antes que en recursos de fondo
En más de una ocasión se han detectado niveles altos de ASP en los bivalvos del fondo antes de que se
detectara en los mejillones. Para explicar esta excepción se pueden considerar distintas hipótesis:
a ) La fuente de toxicidad es una diatomea bentónica
no identificada aún como agente tóxico en la localidad (recientemente se ha descrito una
diatomea bentónica, Nitzschia navis-varingica,
productora de ácido domoico en aguas vietnamitas (Kotaki et al., 2000);
b) Las especies de Pseudo-nitzschia productoras
de toxinas presentan su máximo de densidad celular en capas profundas de la columna de agua
(por fenómenos de hundimiento, germinación de
esporas, agregaciones etc.) no exploradas en los
muestreos rutinarios;
c ) Los bivalvos de fondo adquieren la toxicidad por
ingestión de paquetes fecales de copépodos u
otros organismos filtradores que predaron una floración de Pseudo-nitzschia sp.
Las diferencias específicas en la cinética de incorporación y eliminación de toxinas por los bivalvos
condujo a Bricelj & Shumway (1998) a clasificar a
los bivalvos en «detoxificadores rápidos» (por ej., el
mejillón) y «detoxificadores lentos» (por ej., las
vieiras). Así pues, la viera (Pecten maximus) parece
presentar una elevada afinidad por el ácido domoico,
y una vez adquiridos niveles de toxinas por encima
del nivel regulatorio, puede requerir meses y meses
para su eliminación.Este problema ha colapsado las
explotaciones de viera de Escocia y de Galicia (ver
National Reports en Anónimo, 2001).
Cuando aún no se ha establecido un programa
de vigilancia, es de gran ayuda consultar datos
epidemiológicos previos, en los registros hospitalarios de la zona, de cuadros clínicos que pudieran
interpretarse como intoxicaciones por consumo de
mariscos. El examen cuidadoso de estos datos pue-
31
de permitir la identificación de «zonas rojas» o áreas
de máximo riesgo, donde, por causas hidrográficas
y/o topográficas, el marisco tiene más probabilidades
de volverse tóxico. Es precisamente en estas zonas
donde se deben ubicar las «estaciones primarias» del
programa de seguimiento, es decir, aquéllas
muestradas con más frecuencia por ser las que primero avisan. Estas estaciones se deberán suplementar con un número apropiado de «estaciones secundarias» durante la época de máximo riesgo de incidencia de brotes tóxicos, de la que quizás también se
encuentren indicios tras el examen de los registros
médicos.
Un tema poco controlado en la mayoría de los
países es el de salubridad de los moluscos recolectados con fines no comerciales. Merece mención aparte
la «Protección Sanitaria del Turista». Es habitual cuando un viajero europeo solicita el visado para viajar a
numerosos países ecuatoriales o tropicales, la exigencia de determinadas vacunas o preventivos contra la malaria, tifus, cólera y otras epidemias de origen terrestre. Pero hasta la fecha, nadie advierte a
los viajeros de los peligros a que se expone si se le
ocurre consumir marisco silvestre, recogido por su
cuenta o por otros particulares, que no haya sido sometido a controles sanitarios. En estos casos, a la
desgracia humana habría que añadir el impacto negativo en la imagen del país y sus efectos en el turismo. Por ello en zonas de alto riesgo es fundamental
el desarrollo de campañas informativas para la población del propio país, como las que se llevan a cabo
en la región de Magallanes (Chile), así como para los
visitantes a través de embajadas, operadores turísticos, etc. Además de estas iniciativas, es muy operativa
la colocación de carteles indicando la prohibición de
recolectar mariscos so riesgo de intoxicación, así
como de penalización a los posibles infractores. Esta
ha sido la práctica habitual en el estado de Maine
(EE UU), y en la costa noreste del Reino Unido,
ambas regiones expuestas a episodios estacionales
de PSP asociados a floraciones de Alexandrium spp.
Si los riesgos de intoxicación por consumo de mariscos recogidos para el propio consumo se dieran en
zonas de poblaciones indígenas iletradas, habría que
considerar la preparación de carteles con iconos universales. Un buen ejemplo de programa encaminado
a proteger la salud de los consumidores indígenas de
mariscos potencialmente tóxicos es el neozelandés
«Programa de seguimiento de biotoxinas marinas en
marisco recolectado con fines no comerciales» (Hay
et al., 2000). El gobierno de este país tuvo en cuenta
CAPÍTULO 1: E STABLECIMIENTO DE UN PROGRAMA DE SEGUIMIENTO
32
la tradición de elevado consumo de marisco por los
grupos de la etnia maorí y otras minorías de origen
asiático. El principal objetivo del programa era contribuir a que estas minorías alcancen una esperanza
de vida similar a la de la población de origen anglosajón.
1.2 Protección de los cultivos de peces y del
mercado de moluscos bivalvos u otros recursos: alerta temprana de los episodios.
Una vez asegurada la protección de la salud pública, la siguiente prioridad debería ser la protección
de los recursos explotados y su mercado. Si la producción de mariscos (bancos naturales o cultivados)
de una región tuviera como principal destino la exportación, los países importadores son con frecuencia los que exigen que se lleve a cabo un control de la
presencia de toxinas en estos productos. Incluso pueden exigir que los laboratorios de control acrediten la
calidad de sus datos, para lo cual habrán de soportar
rigurosas inspecciones sobre la trazabilidad de los
resultados de sus análisis. Por desgracia, no es inusual en algunos países la existencia de eficientes
programas de control sanitario de los productos marinos destinados a la exportación, que conviven con
una ausencia total de control sanitario en los productos dedicados al consumo nacional.
1.2.1 P ROTECCIÓN DE LOS CULTIVOS DE PECES
Si el recurso a proteger son cultivos intensivos
de peces, como en el caso de salmones estabulados
en jaulas flotantes, es esencial el establecimiento de
un programa de seguimiento de las poblaciones
fitoplanctónicas. Los piscicultores podrían ver arruinada su explotación, en cuestión de días o incluso
horas, si no establecen un sistema de alerta temprana de la presencia de especies mortíferas. Además
de las especies ictiotóxicas conocidas, tales como
Heterosigma akashiwo, Gymnodinium (=Karenia)
mikimotoi, Gymnodinium spp., hay que considerar
otras especies que aunque no producen toxinas pueden causar la muerte de los peces si alcanzan elevadas biomasas. Aparte de las especies ya mencionadas en la página 23, especies aparentemente libres
de sospecha, como la diatomea Leptocylindrus
minimus, han sido asociadas a mortandades de
salmónidos en la X Región de Chile (Clément, 1994;
Clément & Lembeye 1993).
Las floraciones de algunas especies productoras
de PSP pueden causar problemas adicionales en las
granjas de cultivo intensivo de peces y crustáceos,
como los ya mencionados de Alexandrium minutum,
que afectan tanto a la producción masiva de alimento planctónico, como a las propias larvas y juveniles.
En Tumbes (Perú), se han citado mortandades de
larvas y postlarvas de langostinos en las plantas de
cultivo coincidiendo con la aparición de manchas de
flagelados cerca de la toma de agua de los tanques
(Anónimo, 1995).
Una vez conocidas las especies problema y su
distribución, basados en la propia experiencia o en lo
acontecido en otras partes del mundo, la detección
precoz y «alerta temprana» sobre la presencia de especies planctónicas potencialmente nocivas permite
diseñar planes de contingencia y aplicar estrategias
de mitigación, tales como el descenso de las jaulas
de peces a profundidades que eviten las manchas de
organismos nocivos; arrastre de las jaulas a zonas
más seguras; bombeos de agua para formar «cortinas de protección»; cosecha forzada de la producción; protección de los reproductores y los «smolts»,
etc. Así, durante el grave episodio en 1988 de las
«algas asesinas» en Escandinavia, se pudo salvar la
vida de muchos salmones cultivados trasladando las
jaulas a zonas interiores de los fiordos. Al estudiar la
distribución de Chrysochromulina polylepis en relación con las variables hidrográficas, y con el apoyo
de imágenes satelitales, se comprobó que los máximos celulares se localizaban en aguas más cálidas
con salinidad aproximada de 20 psu, por lo que la
estrategia adoptada fue el traslado de las jaulas de
peces a aguas de menor salinidad (Dahl et al., 1989).
1.2.2 PROTECCIÓN DE LAS EXPLOTACIONES
DE
MOLUSCOS
Las especies productoras de ficotoxinas (PSP,
DSP, ASP) no les causan ningún daño aparente a los
bivalvos por lo que el sistema de control ha de evitar
que el producto se coseche y comercialice conteniendo concentraciones de toxinas superiores al nivel de regulación. El control básico para evitar esto
último coincidirá con el establecido para proteger la
salud humana. Si además el programa se complementa con un seguimiento de especies
fitoplanctónicas potencialmente tóxicas, ello permitirá un sistema de «alerta o aviso temprano» al sector
marisquero y a las autoridades sanitarias y pesqueras
al detectarse su presencia a bajas concentraciones
en relación con la población fitoplanctónica global.
También permitirá predecir tiempos de detoxificación
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
33
Profundidad (m)
-5
-10
-15
D.acuminata
D. acuminata
-20
16
19
22
1
4
7
10
13
Tiempo (h)
Fig. 7. Heterogeneidad vertical observada en la distribución espacio-temporal de Dinophysis acuminata en una estación fija de la Ría
de Pontevedra, durante un muestreo intensivo de 24 h en junio de 1994 (Reguera et al., 1996).
del marisco a partir del momento en que dejen de
detectarse las especies nocivas (siempre y cuando
conozcamos otros factores ambientales que influyen
en este complejo proceso).
Los mariscadores podrán extraer el producto y
almacenarlo antes de que adquiera niveles de toxinas superiores al límite legal; si el elevado precio del
producto compensa el esfuerzo, podrán reubicarlo en
zonas de menos riesgo. Si además el sector extractivo
se encuentra organizado en cooperativas u otras sociedades, se pueden fijar turnos de extracción, de forma que los productores de zonas de mayor riesgo
planeen la cosecha de sus productos en las épocas
libres de riesgo, y las zonas que raras veces se ven
afectadas por presencia de toxina, se reserven para
los momentos peores. El objetivo colectivo en este
caso sería que no quede nunca desabastecido el mercado de los productos autóctonos, pues de lo contrario los sectores secundarios (industrias conserveras,
de congelación, y de procesado de marisco en general) emplearán marisco de importación, creando malestar entre sus propios paisanos.
En ningún caso la detección precoz de células
potencialmente tóxicas puede sustituir a los análisis
de detección de toxinas, ni éstos últimos se pueden
interrumpir cuando desaparecen las células tóxicas
del medio. Las razones, a la luz de los conocimientos
actuales, son contundentes:
- Una misma especie microalgal puede presentar
cepas tóxicas en una región y cepas no tóxicas en
otra. Así, Dinophysis norvegica es uno de los
principales agente de DSP en Suecia y Noruega,
mientras que no se ha podido nunca detectar derivados del ácido okadaico en los análisis
cromatográficos de densos concentrados de esta
especie en Nueva Escocia (Canadá).
- Pueden ocurrir episodios tóxicos causados por especies que nunca antes habían sido citadas como
tóxicas. Ej: la producción de yesotoxinas por
Protoceratium reticulatum en Nueva Zelanda
(MacKenzie et al., 1998); la detección de ácido
domoico en la diatomea bentónica Navicula
navis-varingica.
- La mejora de las técnicas analíticas está revelando «toxinas emergentes» en especies que eran
«viejas conocidas», como por ej. los registros recientes de derivados de las pectenotoxinas en D.
fortii del Adriático (Draisci et al., 1996) y Japón
(Suzuki et al., 1998), y en D. acuta de Nueva
Zelanda (Daiguji et al., 1998).
- La misma especie, en la misma localidad, puede
presentar una gran variabilidad, de hasta 2 órdenes de magnitud, en el contenido de toxina por
célula. La variabilidad se debe tanto a factores
genéticos (cepas muy tóxicas o poco tóxicas),
como al efecto de los factores ambientales en la
producción y acumulación de toxina por célula.
En el primer caso, la proporción de las distintas
cepas durante un brote tóxico será un factor decisivo para determinar la virulencia del evento.
En el segundo caso, las condiciones ambientales
(temperatura, salinidad, cantidad y proporción relativa de nutrientes, etapas del crecimiento
poblacional, etc.) afectan a la tasa de división y
producción de toxinas; una población natural de
microalgas puede tener niveles de toxinas que escapan a los límites de detección en las fases iniciales de la floración y los factores que ralentizan
la tasa de división celular (ej. bajas temperaturas)
pueden contribuir a un aumento de la acumulación de toxinas por célula. La división celular en
cierto modo diluye la cantidad de toxina por célula, y puede que ello explique que los episodios de
PSP con toxicidades record se han registrado en
CAPÍTULO 1: E STABLECIMIENTO DE UN PROGRAMA DE SEGUIMIENTO
34
regiones de aguas muy frías del planeta, como
Alaska (Hall, 1982) y Patagonia (Carreto et al.,
1985; Benavides et al., 1995).
- La intoxicación de los bivalvos depende en parte
de la concentración de toxina por célula, pero sobre todo, de la proporción entre la biomasa de las
células tóxicas y el total de alimento disponible
(otras células fitoplanctónicas, bacterias, seston,
etc.) ya que de ello dependerá la tasa de filtración
(Blanco et al., 1995). Además hay que considerar el efecto de los factores ambientales y su estabilidad en la propia fisiología del bivalvo;
- Los microalgas flageladas (y algunas diatomeas
vacuoladas) pueden mostrar acusadas
heterogeneidades en su microdistribución espacial, tanto en la vertical (agregación en capas finas), como en la horizontal, formando con frecuencia manchas o agregados en zonas concretas de una localidad (Fig. 7). Esta distribución varía
a su vez con el tiempo, merced a la actividad fisiológica de las microalgas y su interacción con
los factores hidrodinámicos (mareas, frentes, etc.).
Para expresar gráficamente su representatividad
estadística, una toma de muestra de fitoplancton
en una estación sería comparable a un muestreo
de distribución de nubes, movidas por el viento,
en un punto fijo.
- Por último, conviene recordar que los muestreos
de fitoplancton en los programas de seguimiento
nunca tendrán una frecuencia espacio-temporal
suficientemente como para detectar episodios puntuales, de corta duración, que permiten la exposición de los bivalvos a concentraciones elevadas
de células tóxicas (ej: advección de células
alóctonas tras un brusco cambio del régimen de
vientos; agregación de células en una microzona
en un momento determinado...). Por ello, la concentración de toxinas en los bivalvos será siempre un dato más fiable que las concentraciones
de células potencialmente tóxicas, ya que los
filtradores actúan como «biointegradores» o registradores continuos de las células que han discurrido por su localidad entre dos muestreos sucesivos, mientras que los datos de distribución de
fitoplancton son discontinuos y discretos.
1.2.3 P ROTECCIÓN DE OTROS RECURSOS
MARISQUEROS
En algunas regiones, la explotación de moluscos
gasterópodos no filtradores - tales como la oreja de
mar (Haliotis tuberculata), el caracol atigrado de
Argentina (Zidona dufresnei) y las lapas- o de erizos, como el Paracentrotus lividus en Francia, puede constituir el principal recurso a proteger. Estos
gasterópodos o equinodermos no son filtradores, sino
que «ramonean» la película de microalgas y materia
orgánica que cubre macroalgas y sustratos rocosos.
En cuanto a los caracoles marinos carnívoros, su principal sustento pueden ser otros organismos marinos
con contenido tóxico o sus cadáveres. La
comercialización de estos recursos deberá ser regulada siguiendo controles sanitarios análogos a los que
se aplican a los moluscos bivalvos. El seguimiento
en este caso deberá centrarse no tanto en las poblaciones fitoplanctónicas, como en las microalgas
bentónicas u otras fuentes nutricionales que constituyan su principal sustento.
En regiones tropicales y arrecifes coralinos el
dinoflagelado bentónico Gambierdiscus toxicus es
el principal agente de la Intoxicación Ciguatérica de
Pescado (CFP = Ciguatera Fish Poisoning). Precisamente un caracol marino, conocido en Cuba como
«Cigua» (Turbo pica), fue el que le dio el nombre al
síndrome que afectaba a colonizadores europeos en
las Antillas y la Polinesia. No parece probable que
exista riesgo de intoxicación ciguatérica en el Cono
Sur (excepto quizás en regiones septentrionales de
Brasil), ni hay antecedentes que lo avalen. Pero sí
existen especies de dinoflagelados bentónicos, como
Prorocentrum lima (productor de toxinas diarreicas)
y posiblemente especies del género Ostreopsis y
Amphidinium (productores de toxinas hemolíticas),
ampliamente distribuídos en aguas templadas, que
podrían ser miembros habituales de la flora
fitobentónica en el Cono Sur y ocasionalmente afectar a algunos de sus recursos explotados.
1.3 Adquisición de poder de predicción sobre
los episodios tóxicos
El objetivo último de un programa de seguimiento, satisfechas las demandas anteriores de protección de la salud pública y de los recursos cultivados,
es adquirir una cierta capacidad de predicción sobre
el desarrollo local o acumulación y sobre la persistencia de las especies potencialmente tóxicas, que
permita a las autoridades y a los sectores productivos adelantarse a los acontecimientos. Una vez establecido un programa de muestreo periódico de presencia de toxinas en los bivalvos y de fitoplancton
potencialmente tóxico en el medio, e identificadas las
especies responsables de los episodios tóxicos (con-
CAPÍTULO 1: E STABLECIMIENTO DE UN PROGRAMA DE SEGUIMIENTO
36
secución de objetivos 1.1 y 1.2), el siguiente paso es
hacer una evaluación de los resultados del muestreo
de fitoplancton y datos ambientales que permita describir la aparición, desarrollo y desaparición de las
floraciones en relación con la meteorología y las condiciones oceanográficas. Los resultados esperables
a corto plazo (3-5 años) serán:
·
·
·
·
Descripción de los ciclos de sucesión
fitoplanctónica estacional y anual.
Identificación inequívoca y caracterización biológica de las especies agentes de episodios tóxicos.
Identificación de los factores oceanográficos clave (pulsos de afloramiento, períodos de relajación,
aportes fluviales, intensidad y duración de la estratificación térmica y/o halina de la columna de
agua, etc.) que controlan la dominancia de distintas especies fitoplanctónicas y/o la aparición de
las especies problema en una localidad.
Localización y mapeado de zonas de alto riesgo
de ocurrencia de espisodios tóxicos y de zonas
relativamente seguras.
Tras alcanzar estos objetivos parciales, ya se estará en condiciones de acometer objetivos más específicos centrados en una especie «diana». El tamaño
de la población de células de una especie es el resultado de un equilibrio dinámico entre las ganancias
(germinación de quistes o esporas, división celular,
advección de poblaciones alóctonas por causas físicas) y las pérdidas celulares (enquistamiento o formación de esporas, dispersión física, hundimiento,
pastoreo por el zooplancton...), y de las interacciones
de los organismos (comportamiento) con su ambiente. Es decir, el tamaño que alcance la población de la
especie de interés dependerá de factores intrínsecos
inherentes a los propios organismos, de factores extrínsecos determinados por procesos oceanográficos
(físicos químicos y biológicos), y de las interacciones
peculiares de cada especie con estos procesos. Por
ello, la consecución de una capacidad de predicción
de los episodios requiere un enfoque multidisciplinar
y multiescalar del problema:
Multidisciplinar, pues será necesaria un trabajo
de cooperación entre modelizadores, oceanógrafos
físicos y químicos, y biólogos (taxónomos, ecólogos,
etc.).
Multiescalar, pues habrá que planear los estudios con la misma diversidad de escalas de tiempo
(diaria, estacional, interanual) y de espacio
(microescala, mesoescala, escala global) que la de
las escalas que influyen en los procesos físicos, químicos y biológicos.
Todo este esfuerzo requerirá una buena coordinación entre los expertos e instituciones implicadas y
una colaboración estrecha entre los programas de
seguimiento y los proyectos específicos de investigación, que basándose en hipótesis o modelos diseñados para la zona, se centrarán en el estudio de determinados procesos, y de especies «diana» (sin ignorar
a los organismos acompañantes).
Una pregunta fundamental a contestar es saber
si la proliferación de microalgas tóxicas resulta de un
crecimiento in situ, o si por el contrario se trata de
poblaciones alóctonas concentradas en la región por
causas físicas.
Si se trata de crecimiento in situ en una bahía o
ensenada confinada y con elevado tiempo de residencia del agua, el estudio se simplifica, y deberá
centrarse en un conocimiento profundo de la
autoecología de la especie problema. Los principales
tópicos se encaminarán a resolver las siguientes
interrogantes:
·
·
·
·
Si se trata de especies conocidas como formadoras
de quistes, ¿Cuál es el factor detonante (temperatura, fotoperíodo, etc.) que dispara la
germinación de quistes?; Si no hay conocimiento
de que produzca quistes ¿Está siempre presente
en el medio, o muestra una clara estacionalidad
anual?
¿Qué fuentes nutricionales estimulan su crecimiento? ¿De dónde proceden?
¿Cómo se distribuyen las células en relación con
las propiedades físicas de la columna de agua?
¿Se agregan en las zonas de discontinuidad
(termoclinas, haloclinas, picnoclinas)? ¿Migran
verticalmente?
Una vez alcanzadas las concentraciones máximas
¿Qué factores determinan el declive de la floración?
Por el contrario, en sistemas muy dinámicos, con
elevado intercambio de las aguas costeras con las
aguas de la plataforma (rías, estuarios de ríos caudalosos, zonas de intensas mareas...), será esencial el
conocimiento de los mecanismos de transporte de las
masas de agua donde se localiza la especie problema:
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
·
·
·
Pulsos de afloramiento o hundimiento y su magnitud; relación con la dirección e intensidad del viento.
Transporte de masas de agua paralelo a la costa
y/o perpendicular a la costa: factores que lo determinan y su posible estacionalidad.
Zonas de convergencia o frentes (de marea,de
afloramiento, de encuentro de distintas masas de
agua).
Poder predecir con fiabilidad las condiciones bajo
las cuales se alcanzarán determinadas concentraciones de un organismo puede parecer una utopía. Dada
la estrecha relación de los procesos biológicos con
los factores meteorológicos, las predicciones de corto término estarán limitadas por la exactitud de la
predicción meteorológica; la variabilidad interanual,
a su vez, estará ligada a la capacidad de predicción
de cambios climáticos a medio plazo. Pero a medida
que se recopile la información un año tras otro, con
datos de calidad controlada, los expertos podrán sorprenderse de la predictibilidad de determinados episodios en su región si llegan a identificar el factor
dominante que desencadena las proliferaciones de
determinadas especies.
IDENTIFICACIÓN DE LAS ESPECIES
AGENTES DE EPISODIOS TÓXICOS:
TEST DE TOXICIDAD
En las etapas iniciales de un programa de seguimiento, una de las cuestiones primordiales es identificar de forma inequívoca las especies agentes de
episodios tóxicos recurrentes en la región, pues en
ellas deberá centrarse la atención de los expertos. El
conocimiento de las especies agentes de brotes tóxicos en otras partes del mundo es un punto de partida
imprescindible, pero dada la variabilidad
intraespecífica que se observa en el contenido de toxinas de las microalgas (cepas muy tóxicas, cepas poco
tóxicas, e incluso cepas no tóxicas dentro de una misma especie), cada región debe obtener información
propia del perfil tóxico de sus especies problema y
de los rangos de variabilidad que pueden presentar
en el contenido de toxina por célula.
En la Fig. 8 se presenta un esquema de los pasos
de rigor que se deben seguir para identificar de forma inequívoca las especies causantes de brotes tóxicos en una localidad. En algunos casos puede que no
se disponga de medios materiales o de personal especializado para desarrollar todos los pasos, pero conviene entonces llegar hasta donde sea posible , y sa-
37
ber cómo se deben almacenar las muestras de fitoplancton fijado y material tóxico congelado (filtros o
centrifugados de arrastres planctónicos, bivalvos, etc.)
para resolverlo con la colaboración de otros expertos.
1. Análisis de los mariscos
1.1 Ocurrencia de un brote tóxico por consumo de
marisco.
Cuando se tienen noticias de la ocurrencia de un
brote tóxico que se sospecha ha sido causado por
ingestión de marisco, se recabará toda la información posible sobre los síntomas médicos de las personas afectadas. Estos síntomas podrán arrojar luces
sobre la naturaleza del grupo de toxinas implicado. Si
los pacientes son sometidos a lavado gástrico, su contenido estomacal puede ser una valiosa fuente de información, máxime si no se pudieran conseguir muestras del marisco causante del problema. Si se identifica la fuente de la intoxicación alimentaria, se tomarán muestras para su análisis.
1.2 Preparación de extractos y desarrollo de
bioensayos.
Se prepararán extractos de las vísceras o de todo
el tejido blando del molusco: extractos hidrosolubles
si se sospecha que el síndrome es causado por toxinas PSP o ASP, y extractos liposolubles si se sospecha que son toxinas del grupo diarreico DSP u otras
toxinas polietéreas. Si no se tuviera idea del tipo de
toxinas que se espera encontrar, se dividirá la muestra en dos submuestras y se preparán extractos de
los dos tipos. A continuación se realizarán los
bioensayos de ratón, siguiendo los métodos estándar
(ver cap. 3 de este volumen) y se procederá a la
identificación del tipo de síndrome.
1.3 Análisis de toxinas por métodos cromatográficos
y/o espectrométricos.
Los bioensayos de ratón proporcionan información sobre el efecto biológico de las toxinas pero no
sobre su naturaleza química. La descripción de las
técnicas a emplear para los análisis cromatográficos
de toxinas PSP, DSP y ASP se describen con detalle
en el capítulo 2. Estos análisis nos permitirán obtener
el perfil de toxinas causantes del síndrome, siempre
y cuando se trate de toxinas conocidas y de las que
se dispone de patrones puros. Análisis posteriores
mediante espectrometría de masas (MS) acoplado al
cromatógrafo permitirán confirmar inequívocamente
CAPÍTULO 1: E STABLECIMIENTO DE UN PROGRAMA DE SEGUIMIENTO
38
la naturaleza química de los compuestos tóxicos. El
análisis por MS será imprescindible cuando aparezcan cromatogramas con picos desconocidos que pudieran corresponder a toxinas «nuevas», de las que
no se dispone de patrones puros y que presentan un
comportamiento cromatográfico no comparable a los
previamente descritos. Incluso si se obtuvieran picos
cromatográficos de igual comportamiento que los
patrones puros, es conveniente, por prudencia, aplicar análisis por MS a las muestras cuando se registran toxinas conocidas en especies que no hubieran
sido registradas previamente como productoras de
las mismas.
una mayor biomasa de fitoplancton. Los pasos a seguir en el procedimiento incluyen:
·
·
·
2. Análisis de toxicidad del fitoplancton
2.1 Muestreo de poblaciones fitoplanctónicas e identificación de especies sospechosas de producir
toxinas.
Para la identificación de las especies sospechosas, se recomienda realizar un arrastre vertical (u
oblicuo) con una red de plancton de 10-20 µm de
apertura de malla. Es esencial que el arrastre se transporte en buenas condiciones hasta el laboratorio, ya
que la identificación preliminar de diversos grupos
microalgales requiere la observación de las células
vivas (sin fijar) y su comportamiento natatorio. Parte
de este arrastre se empleará para obtener muestras
fijadas. Si no se sabe a ciencia cierta ni siquiera el
grupo microalgal (diatomea, dinoflagelado desnudo,
pequeño flagelado, etc.) al que pertenece la especie
problema, se recomienda fijar una alícuota con formol
neutro, otra alícuota con lugol ácido, una tercera alícuota con glutaraldehído y otra alícuota mantenerla
in vivo.
2.2 Realización de un arrastre de red para obtener
abundante biomasa fitoplanctónica para análisis
de toxinas.
Para este fin, es recomendable emplear una red
de plancton de mayores dimensiones que las empleadas para obtener muestras con fines de identificación de especies, y con un colector de PVC cilíndrico, cerrado pero con fondo desmontable o con un
grifo o llave para facilitar la recolección de material.
De esta forma el material filtrado se mantiene suspendido en agua de mar, y se minimizan las roturas
de células. Si el material recolectado se va a analizar
por HPLC, basta con filtrar/centrifugar 10-50 ml de
este arrastre (según su densidad). Pero si se va a
testar mediante bioensayo de ratón, será necesaria
·
Tomar y fijar una muestra de este arrastre para
identificación y cuantificación de las especies
fitoplanctónicas presentes y posterior cálculo del
contenido total en el volumen de arrastre filtrado .
Medir el volumen del arrastre, y filtrar (filtros de
fibra de vidrio, de 0.7 ó 1.2 µm de poro, pretratado
a 400 ºC durante 6 h ) o centrifugar el arrastre.
Etiquetar (lugar, fecha, ml filtrados, tamaño de malla) y congelar el filtro (en una placa petri de plástico o recipiente similar) o el pellet (en el propio
tubo de centrífuga) hasta el momento del análisis.
Si se quiere recoger mucha biomasa, filtrar el mayor volumen posible del concentrado obtenido del
arrastre de red, a través de una malla de 10-20
µm, y recoger el material con ayuda de una espátula de acero inoxidable.
Preparación de extractos liposolubles y/o
hidrosolubes de los filtros, o de los pellets obtenidos de los arrastres concentrados (tal como se
explica en los capítulos 2 y 3).
2.3 Determinación de toxinas (bioensayos, análisis
cromatográfico) contenidas en el extracto del paso
anterior y confirmación del origen fitoplanctónico
de la toxicidad.
En el paso 2.2 se puede fraccionar el arrastre, es
decir, se pueden seleccionar, mediante mallas o filtros, distintos rangos de talla, con lo cual se podría
determinar en qué fracción o rango de tallas del
fitoplancton se encuentra el organismo tóxico.
El análisis de toxinas, en extractos de arrastres
de red de la población fitoplanctónica total, se ha empleado a menudo, sobre todo cuando se sospecha que
el agente productor de las toxinas es una especie de
la que no se han podido establecer cultivos, como es
el caso de las Dinophysis spp. productoras de toxinas diarreicas. El procedimiento habitual en estos
casos consiste en dividir el contenido total de toxinas,
determinadas en el extracto del filtro o pellet, entre
el número de células de la especie supuestamente
tóxica presente en el arrastre calculada teniendo en
cuenta el volumen total de arrastre filtrado/
centrifugado, y la concentración de la especie obtenida en el contaje de la alícuota. Pero esta práctica
conlleva una carga de error difícil de evaluar, ya que:
·
Se asume que existe una sóla especie (o género,
si no se identifica a nivel de especie) potencial-
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
·
mente tóxica en el arrastre multiespecífico. Podría haber dinoflagelados heterótrofos/mixótrofos,
u organismos microzooplanctónicos que hubieran
ingerido previamente células tóxicas, con lo que
sobreestimaríamos el contenido de toxina por célula de microalga tóxica.
Los resultados de los análisis cromatográficos de
extractos de arrastres de red no son tan claros
como los obtenidos con cultivos monoalgales debido al efecto matriz del material acompañante,
que llevaría a subestimar el contenido de toxinas
por célula. Por otro lado, los arrastres densos constituyen un material muy lábil. Si el filtrado o
centrifugado no se realizan inmediatamente, hay
que evitar que el arrastre esté demasiado concentrado, y mantenerlo refrigerado, ya que numerosas células pueden romperse y liberar su contenido al medio.
En cualquier caso, el análisis de toxinas de los
arrastres permitirá confirmar si la fuente de toxinas
se encuentra en el plancton. De lo contrario, existe la
posibilidad de que la toxicidad hubiera sido causada
por un organismo que ya no estaba presente en la
columna de agua en el momento del muestreo, o incluso puede tratarse de una toxicidad de origen
bentónico.
3. Aislamiento y cultivo de especies sospechosas. Determinación de su perfil de toxinas
3.1. Aislamiento de células planctónicas mediante micromanipulación capilar, y establecimiento de cultivos monoalgales. En el Anexo I se resume el material necesario y la técnica de aislamiento de células
mediante pipeta microcapilar.
3.2. Escalado del cultivo hasta alcanzar mayores
volúmenes; concentrado de células y obtención de
extractos para hacer bioensayos o análisis
cromatográficos.
3.3. Determinación del perfil de toxinas de la especie microalgal cultivada.
4. Comparación de los resultados de determinación de toxinas
Una vez completado los distintos pasos de los
apartados 1 y 2, se puede establecer qué tipo de toxinas tienen los bivalvos, y si éstas son similares a las
determinadas en el fitoplancton presente en el momento de muestreo. Se recomienda utilizar como
39
bivalvo al mejillón pues, al menos durante los primeros días, suele presentar un perfil de toxinas prácticamente igual al de las células tóxicas ingeridas.
Además, se trata de un organismo de amplia distribución, bajo precio y elevada tasa de filtración e intoxicación.
Los
bivalvos
transforman
enzimáticamente las toxinas ingeridas, y en algunas
especies ocurre con más rapidez, y los cambios son
más intensos (Oshima et al., 1990). El estudio de
estas transformaciones debería hacerse posteriormente alimentando a los bivalvos explotados de la
zona con cultivos monoalgales de la especie tóxica, y
estudiando la variación del perfil tóxico del bivalvo
en el período de «detoxificación»
Finalizados los pasos del apartado 3, y si el cultivo monoalgal da un perfil tóxico comparable al de los
bivalvos y al del arrastre planctónico, sólo entonces
se podrá decir con rigor científico que la especie en
estudio y bajo sospecha es la responsable de la presencia de esas toxinas en los bivalvos. De lo contrario, si no se pueden probar las sospechas, conviene
ser prudentes y limitarse a escribir que “la presencia de unas determinadas toxinas en los bivalvos
de una localidad específica, se asocia con la ocurrencia de una especie concreta» o “se sospecha
que la especie X es la responsable de la presencia de toxinas T en la localidad Y”.
Precauciones a considerar:
· La especie agente del episodio tóxico puede no
ser la especie dominante en el fitoplancton, sino
una especie minoritaria. Ej: episodios de DSP a
bajas concentraciones de Dinophysis spp. en poblaciones dominadas por Prorocentrum micans
o por diatomeas.
· La especie tóxica podría no estar presente en el
plancton cuando se realizó el muestreo; el bivalvo
pudo haber adquirido la toxicidad tras filtrar poblaciones previas ya desaparecidas;
· Podríamos caer en el error de culpar a otra especie dinoflagelada heterótrofa o mixótrofa que se
alimentó de la especie tóxica. Ej: presencia de
saxitoxinas en poblaciones del dinoflagelado
heterótrofo Polykrikos schwartzii tras predar
una floración de Alexandrium tamarense en la
plataforma argentina (Carreto et al., 1986)
El test de toxicidad expuesto requiere disponer
de cultivos monoalgales establecidos. Desgraciadamente hasta el momento no se han conseguido en el
CAPÍTULO 1: E STABLECIMIENTO DE UN PROGRAMA DE SEGUIMIENTO
40
caso de especies del género Dinophysis. Yasumoto
et al. (1980), en el trabajo decisivo en el que identificaron a Dinophysis fortii como el agente de episodios diarreicos en Japón, emplearon sucesivos
fraccionamientos de arrastres de red hasta obtener
muestras que estaban constituídas casi al 100% por
esta especie, y observaron que el contenido de toxinas diarreicas en los extractos era directamente proporcional a la cantidad de células de D. fortii presentes. En trabajos posteriores, los perfiles de toxinas y contenidos de toxina por célula en Dinophysis
spp. se han obtenido mediante aislamiento, por
micromanipulación, de cientos (o incluso miles) de
células, una a una, en momentos de abundancia en el
medio natural a partir de concentrados de poblaciones naturales (Lee et al. 1989; Fernández et al.,
2001). Las células aisladas, siguiendo un protocolo
similar a los primeros pasos del Anexo I, se concentran primero en pequeños filtros, o se introducen directamente en metanol, procediéndose después a la
obtención de extractos como en el caso de células
procedentes de cultivos o de arrastres fitoplanctónicos.
El empleo de columnas capilares para los análisis
cromatográficos (µHPLC) puede permitir el análisis
de muestras conteniendo un número reducido (50100) de células, como los llevados a cabo por James
et al. (1999) con células de Dinophysis acuta e n
Irlanda, en los que obtuvo buenos resultados a partir
de muestras de 50 células. Los grandes avances
tecnólogicos recientes en los sofisticados análisis de
sistemas de cromatografía líquida de alta eficacia
acoplada a un espectrógrafo de masas (LC-MS) permitirán a partir de ahora, cada vez con más frecuencia, el análisis de toxinas de una especie a partir de
muestras compuestas por un pequeño número de células aisladas de las poblaciones naturales por
micromanipulación.
MÉTODOS DE MUESTREO DE
FITOPLANCTON
Por muy escasos que sean los medios disponibles, siempre será posible planificar una forma sencilla de muestrear el fitoplancton para su identificación cualitativa (redes) y cuantitativa (botellas
oceanográficas, mangueras, cubos, etc.). Tanto si el
muestreo es llevado a cabo por el presonal del sistema de control, como si se realiza en colaboración
con los mariscadores o acuicultores, es necesario
tener preparado un kit que incluya redes, colectores,
recipientes etiquetados, fijadores, y cajas o neveras
portátiles para el transporte de las muestras hasta el
laboratorio. En países con intensa acuicultura y bancos naturales de bivalvos cada vez con más frecuencia se entrena al personal del sector involucrado, para
que mediante sistemas sencillos de recogida de muestras y microscopios de campo sean capaces de dar
los pasos iniciales, o de complementar la labor de los
expertos, siempre y cuando se trate de detectar especies de fácil identificación.
La elección de los fijadores y el almacenamiento
adecuado para cada tipo de muestras han sido revisados en los manuales de Sournia (1978) y Alveal et
al. (1995). Los fijadores más empleados son el formol
neutro (substancia bastante tóxica que se debe manipular con precaución ) y el lugol ácido. Nos limitaremos aquí a recordar que no hay un fijador óptimo
para todas las especies problema: los flagelados desnudos se deforman y dañan con el formol, llegando a
reventarse las células más delicadas; en las muestras de lugol almacenadas largo tiempo se deterioran
las estructuras silíceas de las diatomeas y la contaminación bacteriana es más fácil. Deberá decidirse
cuál es el fijador más apropiado para el tipo de muestras de cada región, o para los objetivos del trabajo,
pero lo más recomendable es tomar submuestras que
se fijarán con formol neutro y lugol respectivamente.
Si se quieren observar muestras al microscopio electrónico, se deberá tomar una tercera alícuota que se
fijará con glutaraldehído. A partir de estos tres tipos
de muestras fijadas se podrán llevar a cabo posteriores identificaciones, tras tratamientos previos si fuera necesario (hipoclorito o calcoflúor para observación de placas celulósicas de dinoflagelados, limpieza con ácido de frústulos de diatomeas, etc.), tanto
mediante microscopía óptica como mediante
microscopía electrónica.
Es muy importante poder organizar una pequeña
colección de muestras fitoplanctónicas de arrastres
de red, fijadas y etiquetadas, almacenadas en pequeños tubos y concentrando o centrifugando la muestra
si fuera preciso para ahorrar espacio. Ello permitirá
«revisitar el pasado» en el caso de muestras que no
se pudieron identificar debidamente en su momento,
si se quiere pedir ayuda a otros expertos; o cuando
se quiere analizar detalladamente un género al que
no se le dio importancia previa por no haberse establecido aún su carácter tóxico (por ej., lo sucedido
con especies del género Pseudo-nitzschia).
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
41
Fig. 9. Izquierda: sonda CTD sujeta por el torno oceanográfico a punto de ser lanzada. Centro: pequeña red de plancton de 10 µm de
apertura de malla, con aro de sujeción y colector de PVC. Derecha: botella oceanográfica de 5 l, sujeta por el torno oceanográfico
(Fotos de M. Lion tomadas a bordo del B/O “J.M. Navaz”, en la Ría de Vigo, durante el “V Curso COI-AECI-IEO sobre Fitoplancton
Tóxico y Ficotoxinas”, junio de 2001).
Cubos y Mallas
Redes de Plancton
El muestreo de fitoplancton más sencillo consiste en recoger agua superficial con un cubo u otro
recipiente cerrado desde un muelle o embarcadero.
En zonas de aguas poco profundas y bien mezcladas,
este método, tan primitivo en apariencia, puede ser
suficente para la detección precoz de especies problema si se concentra la muestra (5-50 l) a través de
mallas de 10-20 µm. Las especies desnudas pueden
deformarse con la manipulación del concentrado, por
lo que éste debe hacerse con delicadeza, preferiblemente manteniendo el cilindro de filtrado dentro de
otro cerrado para que las células no sufran presión
contra el fondo de malla, ni se queden secas en ningún momento. Si la red es de 10-20 µ de apertura de
malla, y se mide el volumen filtrado, este método permite realizar un análisis cuantitativo bastante fiable
de las células grandes (> 40 µm). Alternativamente,
se pueden fijar muestras del agua del cubo, sin concentrar, y sedimentarlas en columnas de sedimentación para su posterior identificación y contaje al microscopio invertido mediante el método de Utermöhl
(1931). Una tercera posibilidad sería centrifugar un
volumen conocido de la muestra del cubo, y eliminar
la mayor parte del sobrenadante.
Las redes de plancton troncocónicas, de mayor
o menor tamaño (según la riqueza fitoplanctónica del
lugar) constituyen el método más tradicional de
muestreo (Fig. 9). Para la detección de especies
fitoplanctónicas potencialmente tóxicas se utilizan
redes muy finas, de 20 µm, o mejor aún de 10 µm, de
apertura de malla. La muestra no es adecuada para
análisis cuantitativo (incluso aunque se estimara el
volumen filtrado con un flujómetro), ya que se pierden numerosas células de pequeño tamaño, y la eficiencia de filtrado disminuye en proporción inversa a
la concentración de fitoplancton, o se ve alterada por
la presencia de mucílagos. Pero la gran cantidad de
agua filtrada mediante un simple arrastre vertical en
la zona fótica, podrá permitir la detección de especies que suelen ser poco abundantes (Ej.: Dinophysis
spp.), o de otras especies potencialmente tóxicas (Ej.:
Alexandrium spp.) que se encuentran en los estadios iniciales de desarrollo de la floración, en concentraciones inferiores al límite de detección mediante
la técnica de Utermöhl (20-40 cel · l-1 si se emplean
columnas de sedimentación de 25-50 ml).
Hay que evitar los arrastres horizontales u oblicuos, que muestrean tan sólo ciertas capas de la columna de agua. El arrastre debe ser vertical, y dejando hundir la red hasta la profundidad donde se pue-
CAPÍTULO 1: E STABLECIMIENTO DE UN PROGRAMA DE SEGUIMIENTO
42
dan encontrar organismos fitoplanctónicos. De lo contrario, se podría perder información de la presencia
de especies concretas, en elevadas concentraciones,
agregadas en capas finas de la columna de agua.
Es muy aconsejable mantener una alícuota de la
muestra de arrastre sin fijar para su observación microscópica in vivo tan pronto como se llegue al laboratorio, ya que hay especies desnudas cuya identificación es casi imposible de otra manera. Las muestras se mantendrán en frascos de vidrio y en contenedor isotermo portátil. Si la coloración del arrastre
denotara una elevada concentración de plancton, se
diluirá la muestra con agua de la misma estación hasta
que adquiera una tonalidad muy ligera. En el caso de
manchas, se puede tomar directamente la muestra,
sin red, pero conviene diluir con agua más clara de
otra profundidad si se pretende que las células lleguen vivas al laboratorio. Si por otra parte se observa una concentración muy elevada de organismos
zooplanctónicos, conviene pasar la muestra por una
malla de 150 µm para eliminar a los grandes filtradores
(si bien corremos entonces el riego de perder
dinoflagelados de gran tamaño, como Noctiluca
scintillans, o las cadenas largas de algunos
Alexandrium spp. y Gymnodinium spp.).
Las redes se enjuagarán con agua dulce tras su
uso, añadiendo un poco de detergente neutro de laboratorio si fuera preciso. De lo contrario, la malla se
irá obstruyendo paulatinamente, y perderá eficiencia
de filtrado. En el caso de redes pequeñas que tengan
los poros obstruídos, se consiguen excelentes resultados con un baño de ultrasonidos durante 1-2 min.
No se recomienda el uso de soportes o aros metálicos, que acortan la vida de la red por problemas de
corrosión, resultando muy satisfactorios los soportes
de PVC y la sujeción con fuertes hilos de algodón
graso o de nylon. El colector puede ser un cilindro de
PVC, con fondo cerrado con una tapa desenroscable
o acabada en grifo, que causará menos fricción a las
células que en el caso de colectores con fondo de
red sujeta con arandelas metálicas.
Botellas oceanográficas
Las botellas oceanográficas, de tamaños variables entre 1 y 5 l (Fig. 9) constituyen el método más
fiable para la obtención de muestras destinadas a análisis cuantitativo del fitoplancton de una determinada
profundidad. Se deben tomar muestras a tantas profundidades como sea necesario según la profundidad
y las características de la columna de agua (aguas
mezcladas o estratificadas) en el punto de muestreo.
En estaciones someras (hasta 6-8 m) y de aguas bien
mezcladas, puede ser suficiente con una muestra a
1-2 m de la superficie y otra a 1-2 m del fondo. En
aguas más profundas y con estratificación térmica y/
o halina, serán necesarios muchos más puntos de
muestreo, a intervalos de 3-5 m, dentro de la zona
fótica. Cuanto más pequeños sean los intervalos,
mejor será la imagen que obtengamos de la distribución de las distintas especies en relación con la distribución de las características físicas (T, S, etc.), químicas (macronutrientes, materia orgánica disuelta,
etc.) y biológicas (pigmentos, organismos acompañantes) en la columna de agua. No obstante, hay que
calcular de forma realista la cantidad de muestras
que puede analizar el personal dedicado a la observación microscópica, pues lo más importante, en los
programas de seguimiento, es obtener una información fiable en el tiempo más corto posible. Además,
nada deprime más a un experto, en los comienzos de
un programa de seguimiento, que observar cómo se
le acumulan las muestras sin que le alcance el tiempo para analizarlas.
Algunas especies de dinoflagelados presentan una
distribución vertical muy heterogénea, agregándose
en altas densidades en capas muy finas (de unos pocos cm a 1 m) de la columna de agua, y variando su
distribución a lo largo del día en respuesta a ritmos
circadianos o a comportamientos asociados con la
reproducción sexual. En estos casos, un muestreo de
botella desafortunado puede evitar precisamente la
zona de agregación o de densidad máxima, y se obtendrá una información poco real de la distribución y
abundancia del organismo. Por ello, en un programa
de seguimiento de especies potencialmente tóxicas,
los muestreos de botellas deberán ser siempre complementados con información de arrastres de red.
Mangueras
Este sencillo método de muestreo, basado en una
manguera desmontable en varios tramos (Fig. 10),
fue descrito por Lindahl (1986) y su aplicación fue
recomendada por el «Grupo de Trabajo sobre
Fitoplancton y Gestión de sus Efectos» del Consejo
Internacional para la Exploración del Mar (ICES),
para los muestreos rutinarios en programas de seguimiento de especies fitoplanctónicas nocivas. El
muestreador se prepara con tramos de manguera de
PVC de jardinería, de 1.5-3 cm de diámetro, del lar-
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
43
Marca de superficie
Cuerda de seguridad
Conector de acoplamiento
rápido
Abrazadera
Mosquetón
Llave de paso
Peso (2 Kg)
Fig. 10. Manguera de PVC compuesta por tres tramos acoplados (y desmontables), de 5 m cada uno, conllaves de paso que permiten
obtener una muestra integrada (0-15 m), o tres muestras integradas (0-5, 5-10, 10-15 m) (Lindahl, 1986).
go deseado (1-5 m), unidos con válvulas de acoplamiento y llaves o grifos. El largo total de la manguera
no debería superar los 15-20 m. Es preciso colocar
un lastre, cerca de la boca inferior del sistema, cuidando que no obstruya la libre circulación de agua
por la manguera, y asegurarse de que ésta se sumerje
en el agua lentamente y en posición vertical. De lo
contrario, los tramos de manguera muestreados no
coincidirán con la profundidad esperada. El tramo superior de la manguera tendrá un largo igual al intervalo superior de la columna de agua muestreado, más
la distancia comprendida entre la superficie del mar
y la cubierta del barco. Se hará una marca en la parte de la manguera que debe coincidir con la superficie del mar al descenderla. Cuando se ha dejado bajar la manguera, verticalmente, hasta llegar a la mar-
ca de superficie, se cierra el grifo superior, y se sube
toda la manguera a bordo. El muestreo con manguera es sencillo, económico, y presenta interesantes ventajas para los programas de seguimiento: a) Se obtiene una muestra integrada de la columna de agua, que
permite análisis cuantitativos de los organismos
fitoplanctónicos. b) reduce considerablemente el número de muestras a analizar, pudiéndose muestrear
un mayor número de estaciones con el mismo esfuerzo; c) Proporciona una información aceptable,
desde el punto de vista de la población, en el intervalo muestreado, que puede ser filtrada por los bivalvos;
c) Si la manguera se divide en varios tramos (por ej.,
tramos de 5 m de longitud) fáciles de desacoplar, se
puede obtener información adicional sobre distribución vertical del fitoplancton en los intervalos de la
CAPÍTULO 1: E STABLECIMIENTO DE UN PROGRAMA DE SEGUIMIENTO
44
columna de agua correspondientes a la longitud de
los tramos de manguera (0-5m; 5-10m; 10-15m en el
caso del ejemplo anterior) lo cual es esencial si se
muestrean dinoflagelados tóxicos con tendencia a
agregarse en capas finas. La principal desventaja estriba en que no se obtiene una buena resolución de la
distribución vertical de los organismos y que, en condiciones de mar agitada, es difícil conseguir que la
manguera descienda perfectamente vertical.
La manguera se desciende con cuidado con todos los grifos abiertos, para permitir el libre flujo de
la columna de agua. Cuando la marca del tramo superior de la manguera alcanza la superficie del agua,
se cierra el grifo superior, lo cual hará que el agua
quede retenida por la fuerza hidrostática ejercida por
las paredes de la manguera. Se recupera la manguera con cuidado, y una vez en la cubierta de la embarcación: a) Se vacía el contenido de la manguera en
un recipiente tras abrir el grifo superior (obtención
de una única muestra de la columna de agua) ó b) Se
cierra cada grifo a medida que van llegando a cubierta, y se desacoplan los distintos tramos de manguera, los cuales se vaciarán en recipientes separados, debidamente marcados. En este caso obtendremos varias muestras integradas correspondientes a
distintos intervalos (por ej. a 0-5m, 5-10m, 10-15m)
de profundidad de la columna de agua.
Los recipientes deben ser lo suficientemente amplios como para permitir la mezcla de la muestra antes de tomar submuestras para distintos fines. Una
vez vaciado el contenido (o contenidos) de la manguera (o los tramos de manguera) en los respectivos
recipientes, se toma una alícuota en frasco de vidrio
etiquetado y se fija inmediatamente con lugol u otro
fijador elegido. Conviene tener los distintos cubos donde se recoge el agua de las distintos tramos de manguera bien rotulados y colocados en orden para evitar confusiones en la toma de alícuotas. En algunos
casos puede interesar la toma de muestra de manguera por duplicado: tras el primer lance, se toma la
muestra integrada de toda la columna de agua, y tras
el segundo lance se toma una muestra por cada segmento acoplado. De esta forma, una vez analizada la
muestra integrada, y según el resultado obtenido, se
puede tomar la decisión de analizar o no los tramos
separados para determinar en qué rango de profundidad se encontraba la concentracion máxima de la
especie potencialmente tóxica.
MUESTREO DE MICROALGAS
BENTÓNICAS
Si se detectara toxicidad en invertebrados
ramoneadores, como algunos moluscos gasterópodos
o equinodermos, sería necesario considerar el
muestreo rutinario de las poblaciones de microalgas
bentónicas que constituyen su alimento. Los procedimientos a seguir son análogos a los de un programa
de seguimiento de fitoplancton y factores ambientales, excepto en lo que concierne a la toma de muestra de las microalgas, que se realiza de la siguiente
manera:
. Tomar una muestra de macroalgas u otro posible
sustrato de las microalgas. La forma óptima consiste
en tomar la muestra mediante inmersión o buceo, si
no es en la zona intermareal, rodeando el sustrato
con una bolsa antes de removerla o arrancarla para
que no se pierda material adherido;
. Suspender la macroalga o sustrato en agua de mar
filtrada en un contenedor cerrado, y agitar fuertemente para conseguir que se desprendan las
microalgas adheridas;
. Prefiltrar el agua por malla de 150 µm para eliminar
detritus y organismos de gran tamaño, y analizar las
microalgas en la fracción inferior a 150 µm.
. Si se quieren obtener resultados cuantitaivos, se pesará la porción de macroalga, y se medirá el volumen
de agua en el que se agita, así como el volumen final
si se procede a concentrar la muestra, o
. Rascar con una espátula la película formada encima del alga, y observarla directamente al microscopio. La concentración de microalga se expresará en
relación al peso de macroalga que le servía de
substrato, o en relación a una unidad de superficie si
se trata de un substrato inerte.
ANÁLISIS DE LAS MUESTRAS,
ALMACENAMIENTO Y PROCESADO DE
LOS DATOS.
Una vez tomadas las muestras de campo (arrastre de red, botellas o mangueras...), los pasos a seguir en el laboratorio serán:
Análisis Cualitativo de las Muestras de Red
Se observarán al microscopio óptico, a ser posible en vivo, las muestras de arrastre, y se hará un
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
listado de las especies presentes. En caso de detectarse presencia de Alexandrium spp. u otros
dinoflagelados tecados sospechosos, se harán
tinciones con el fluorocromo calcoflúor (Fritz &
Triemer, 1985) para observación de placas al microscopio de epifluorescencia. Si no se dispone de este
último, se harán disecciones de la cubierta celular
tras tratamiento de la muestra con solución de
hipoclorito sódico. El análisis cualitativo de la muestra de red es esencial en programas de seguimiento
de especies potencialmente nocivas, ya que permite:
·
·
·
·
Registrar especies de interés que se encuentran
en concentraciones inferiores a los niveles de detección (10 - 40 cel · l-1) de los análisis cuantitativos con cámaras de sedimentación;
Detección inmediata de advecciones rápidas de
densas poblaciones de organismos nocivos, lo que
puede dar lugar a tomar decisiones urgentes, tal
como el «cierre cautelar» de la extracción de
bivalvos, sin esperar a los resultados de los análisis;
Observar in vivo la morfología y comportamiento natatorio de flagelados desnudos difíciles de
identificar en muestras fijadas;
Permite manipulaciones y tratamientos, necesarios para la identificación taxonómica de ciertas
especies, imposibles de llevar a cabo en los individuos sedimentados en las cámaras.
Análisis Cuantitativo de las Muestras
El método más aceptado es el de Utermöhl (1931),
que requiere la sedimentación de muestras en columnas, simples o compuestas, unidas a una cámara
de sedimentación. Homogenizar bien la muestra, volteándola con suavidad, antes de verter el agua en la
columna. El tiempo de sedimentación, en horas (dependiente del volumen de las columnas estándar) se
calcula multiplicando por 3 la altura de la columna en
centímetros. Así, en el caso de columnas de 50 ml (8
cm de altura), el tiempo de sedimentación será 24 h.
Es imprescindible hacer un recorrido de todo el
fondo de la cámara, a 100 aumentos, para la enumeración de dinoflagelados de gran tamaño que pueden
estar presentes en baja concentración (100-200 cel ·
l-1), pero aún así resultar nocivos, como es el caso
con especies del género Dinophysis. Para el contaje
de células abundantes, será necesario recorrer 1 o
varios transectos diametrales a 400 aumentos. En el
caso de pequeños flagelados, puede ser suficiente
contar varias superficies cuadradas (marcadas en el
45
objetivo, y que aparecen en el enfoque para tomar
fotografías) en varios puntos de la cámara. Para poner un ejemplo gráfico de los errores que se pueden
cometer en esta etapa, imaginemos una cámara de
sedimentación, acoplada a una columna de 25 ml, en
la que sólo hay una célula de Dinophysis acuta situada en el centro de la circunferencia. El examen
de todo el fondo de la cámara dará un resultado de
40 cel · l-1. Por el contrario, el análisis de un experto
que sólo recorre un diámetro a 400 X, dará una concentración de ¡ 3800 cel · l-1 ! (este valor varía según
el diámetro del transecto).
Los fundamentos estadísticos para la determinación del tamaño de la submuestra a contar están ampliamente discutidos en Sournia (1978) y en Alveal
et al. (1995). Algunos laboratorios podrían no disponer de microscopios invertidos o de las cámaras de
sedimentación y columnas (bastante caras) necesarias para aplicar el método de Utermöhl, pero podrán
aplicar otros métodos alternativos de concentración
de la muestra (centrifugación, sedimentación en
probetas y eliminación de agua por sifonado, etc.).
Si bien se emplean ampliamente otro tipo de cámaras de contaje, como las Sedgewick-Rafter, que
se llenan con 1 ml de volumen y requiren por lo general la concentración previa de la muestra, hay que
señalar que los fondos gruesos de estas cámaras (de
vidrio o de plástico) no permiten una visión tan nítida
de las células como en el caso de las cámaras de
sedimentación al microscopio invertido, o en el de
muestras colocadas en un portaobjetos cubiertas con
un cubreobjetos de vidrio fino que se examinan en un
microscopio normal.
Almacenamiento de los Datos y Análisis de
Resultados
El almacenamiento eficiente de los datos obtenidos de cada muestra en las modernas bases de datos
u hojas de cálculo (ACCESS, EXCEL etc.), facilita
enormemente el futuro análisis científico de los datos, así como la preparación de informes periódicos
para las autoridades sanitarias y pesqueras y el sector marisquero-acuicultor, que son los usuarios inmediatos de los resultados del seguimiento. Cada laboratorio de control tendrá diseñado su estadillo de análisis de muestras, separando las especies en grupos,
y aplicando los factores de conversión a los recuentos de concentración celular, de forma que se automatice la gestión de los datos con la ayuda de soft-
CAPÍTULO 1: E STABLECIMIENTO DE UN PROGRAMA DE SEGUIMIENTO
46
ware diseñados para ello. Los factores de conversión consideran el volumen de muestra sedimentado/
concentrado, el aumento utilizado y el área de barrido observada.
Si los medios lo permiten, la creación de páginas
web con representación gráfica de los resultados en
mapas de la región, resultan muy atractivos y
didácticos. En el caso de laboratorios que trabajan
redes de muestreo muy amplias, con buen apoyo técnico, es de rigor que al menos un científico se
responsabilice de realizar revisiones y depuraciones
periódicas de los datos. Tan pronto como estén disponibles los resultados (1 o pocos días después del
muestreo), se procederá a su diseminación entre los
sectores sociales que son los destinatarios directos
del programa: autoridades sanitarias y pesqueras, asociaciones de maricultores, grupos de investigación,
etc. El éxito final de un programa de seguimiento
dependerá de la premura y eficiencia con que se proceda en este paso final.
Con los datos de fitoplancton y de las variables
oceanográficas procedentes de distintas estaciones
y profundidas a lo largo del año, procederemos a hacer representaciones gráficas (perfiles verticales, distribuciones horizontales, sucesiones anuales, etc.) que
nos permitarán obtener una primera interpretación
cualitativa de los resultados, y adquirir una imagen
de la distribución de las especies de interés en relación con ciertas estructuras hidrográficas, zonas y
épocas del año. Existen excelentes programas
informáticos, como el Surfer y el el Origin, que
permiten interpolacioens de los datos originales y la
producción de imágenes tridimensionales, curvas de
niveles de cualquier variable oceanográfica, etc. Po-
dremos así crear modelos conceptuales sobre la dinámica de los episodios de microalgas nocivas en la
región. Los análisis multifactoriales, para los que también existen potentes softwares en el mercado (SPSS,
BMDP, etc.) nos permitirán obtener relaciones cuantitativas entre las variables físicas y las biológicas, y
estimar el peso de los distintos factores ambientales
en el desencadenamiento de los episodios.
DISEÑO DE LA RED DE MUESTREO DE
FITOPLANCTON/DATOS AMBIENTALES
Una vez identificados los objetivos prioritarios del
programa de seguimiento, comprendido el esfuerzo
que requieren las distintas actividades y considerando los recursos humanos y materiales disponibles, se
procederá a ajustar la red de muestreo rutinario y su
distribución espacio-temporal.
La elección de los puntos de muestreo se hará
en base a las características hidrográficas del área
donde se encuentran los recursos a vigilar. Así, en
una ría larga y estrecha, puede ser suficiente con el
muestreo de varias estaciones situadas en un
transecto perpendicular a la costa que irá de las partes más internas y salobres hasta la parte externa o
plataforma. Si se trata de una amplia línea de costa,
será necesario muestrear estaciones en transectos
perpendiculares a la costa, así como en distintos puntos a lo largo de la costa, es decir, diseñar una red
bidimensional de estaciones de muestreo. En cualquier caso, el objetivo último del muestreo será identificar los mecanismos físicos que fuerzan el transporte de las distintas masas de agua en las que se
localizan determinadas especies, o el desarrollo de
estructuras oceanográficas concretas (picnoclinas,
Tabla 2. Parámetros básicos a determinara en un programa de seguimiento (o monitoreo) de fitoplancton nocivo.
Físicos
Datos Meteorógicos:
Vientos: velocidad y dirección
Precipitaciones (l · m -2 o mm)
Insolación (horas de sol)
Fotoperíodo (horas de luz y
oscuridad)
Químicos
Salinidad (perfil vertical)
Nutrientes inorgánicos:
· Nitratos
· Fosfatos
· Amonio
Silicatos
Temperatura del agua: perfil vertical Clorofilas (µg · l -1) (Perfil vertical)
Transparencia/Turbidez
Biológicos
Fitoplancton:
· Análisis cualitativo (muestras de
red)
· Análisis cuantitativo (especies
tóxicas y especies acompañantes)
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
remolinos, etc.) que favorecen su proliferación in situ
o su retención hasta ser transportadas a zonas de
cultivo en procesos de advección. El diseñador del
programa deberá tener en cuenta la meteorología local, los vientos dominantes, las corrientes costeras y
las características topográficas. La distribución óptima de las estaciones en relación con las corrientes
costeras dominantes se discute de forma clara y didáctica en Franks (1995).
La frecuencia temporal del muestreo de
fitoplancton ha de ser al menos semanal. Obviamente, estos muestreos semanales nos presentan una
imagen estática de procesos muy dinámicos que varían en escalas de tiempo de días e incluso horas, y
que requerirían del uso de muestreadores continuos,
como las boyas oceanográficas, para su correcta descripción. En la Tabla 2 se presenta una lista de los
parámetros básicos a estimar en un programa de seguimiento de fitoplancton y calidad del medio marino. Ya se discutió sobre el material a emplear en el
muestreo de fitoplancton. Las técnicas convencionales para contaje de muestras de fitoplancton, determinación de oxígeno disuelto y nutrientes, etc. han
sido excelentemente descritas en diversos manuales
de la UNESCO (Sournia, 1978; Hallegraeff et al.,
1995) que constituyen clásicos imprescindibles de
oceanográfica biológica. En un laboratorio con escaso personal especializado, la estimación de esta lista
de variables es alcanzable si se dispone de instrumentación moderna, como los autoanalizadores
Technicon para análisis de nutrientes, y las sondas
CTD (conductivity, transmittance, depth) (Fig. 9), que
permiten obtener en tiempo real perfiles de distribución vertical de temperatura, salinidad, fluorescencia
in vivo, pH, y oxígeno disuelto. Cualquiera que sea
el método utilizado, la calibración periódica es un requisito indispensable para asegurar la calidad de los
datos. Si resultara imposible adquirir un CTD, habría
que aplicar técnicas más tradicionales y laboriosas
tras la toma de muestras de agua, con botellas
oceanográficas (con termómetros de inversión) para
determinación de salinidad, oxígeno disuelto, nutrientes
y pH. El sencillo Disco de Secchi se usa ampliamente, aún hoy día, para medir la transparencia y dar la
alerta temprana sobre aumento de biomasa
fitoplanctónica que pudiera poner en peligro los cultivos de peces.
47
USO DE TECNOLOGÍAS AVANZADAS Y
PERSPECTIVAS FUTURAS.
Muestreadores Continuos y Boyas
Oceanográficas
Los avances tecnológicos de las últimas décadas
en el campo de la electrónica, la óptica y la acústica
han permitido el desarrollo de sofisticados sensores
(CTDs, correntímetros, sensores remotos) de datos
físicos y químicos (temperatura, salinidad, pH, fluorescencia, etc.) y la subsiguiente automatización del
registro y análisis de datos. De esta forma se pueden
recopilar cantidades ingentes de datos oceanográficos
físicos y químicos, y obtener mapas quasi sinópticos
de la distribución de distintas propiedades. Las boyas
oceanográficas, acopladas a ordenadores en tierra,
permiten la obtención automática de datos continuos
o semicontinuos de propiedades físicas y químicas
en tiempo real.
Sensores Remotos
Las imágenes de satélite suministran información
sinóptica, en tiempo real, sobre distribución de temperatura y de pigmentos fotosintéticos en una amplia
superficie. Entre sus inconvenientes podemos citar:
· Dificultad en la obtención de imágenes cuando
está el cielo cubierto de nubes;
· Se obtiene información de una capa muy superficial del mar, con lo cual son indetectables las proliferaciones subsuperficiales de microalgas;
· No proporciona información de interés sobre
componentes minoritarios del fitoplancton, como son
a menudo las especies agentes de episodios diarreicos
o paralizantes.
No obstante, las imágenes de satélite pueden ser
muy útiles en el caso de proliferaciones microalgales
que forman densas manchas superficiales en áreas
extensas, como es el caso durante las floraciones de
Karenia brevis en el Golfo de Méjico. La obtención
de series temporales de imágenes permitirá en estos
casos hacer un seguimiento, en tiempo real, del transporte de la mancha por las masas de agua. Así, durante las floraciones de Chrysochromulina polylepis
(las «algas asesinas») de 1988 en Escandinavia, el
seguimento de las manchas por satélite cuando se
distribuian por la costa sueca, permitió dar una alerta
temprana a los salmoneros noruegos.
CAPÍTULO 1: E STABLECIMIENTO DE UN PROGRAMA DE SEGUIMIENTO
48
Si las floraciones de determinadas especies ya
han sido asociadas con la llegada de ciertas masas
de agua, o de ciertas corrientes costeras, las imágenes de distribución de temperatura pueden permitir
hacer un seguimiento de la aproximación de esas
aguas a las zonas de cultivo y predecir el riesgo. Así,
en las Rías Bajas gallegas, la entrada de agua más
cálida oceánica en otoño, al final de la época de afloramiento, puede ir asociada con advecciones de poblaciones de Gymnodinium catenatum, agente de
episodios PSP (Fraga et al., 1988), o con la intensificación de los episodios diarreicos causados por
Dinophysis acuta (Reguera et al., 1996). En las imágenes de satélite se distingue con facilidad el agua
fría aflorada, de color más blanquecino, del agua
oceánica más oscura. Las imágenes de satélite son
utilizadas por el Centro de Control del Medio Marino
(Xunta de Galicia) para hacer predicciones de las
evolución de los ciclos de afloramiento-relajaciónhundimiento una vez que se conoce la ecología de las
especies problema. Incluso se planean muestreos
oportunistas de las aguas de la plataforma con ayuda
de los helicópteros de inspección costera (Pazos et
al., 1999; Sordo et al, 2001). Si bien la información
de imágenes de satélite se aplica hoy día como un
apoyo que suministra información mesoescalar de
datos meteorológicos y oceanográficos, existen numerosas investigaciones en curso para obtener mejoras tecnológicas entre las que cabría citar:
fondo de las cámaras de sedimentación. El empleo
de sondas celulares (anticuerpos, lectinas) o
moleculares, que reaccionan con las especies problema dando una respuesta fluorescente detectable,
supondría una enorme ayuda para la identificación y
contaje. No obstante, la aplicación de estas técnicas,
aún en fase de validación, requiere la inversión previa de un trabajo considerable de aislamiento de distintas cepas; cultivo, secuenciación de DNA y producción de sondas contra las especies diana teniendo en cuenta su variabilidad genética. Así pues, las
sondas preparadas para identificar la Pseudonitzschia australis de California podrían quizás no
ser válidas para identificar algunas o ninguna de las
cepas de la misma especie de la costa chilena. Además, una vez disponibles los anticuerpos o sondas
que reaccionan con las cepas de una especie descritas para una zona, siempre es posible que surjan nuevas cepas, por mutaciones genéticas, o por introducciones de organismos alóctonos, que no serán reconocidos por los kits disponibles. Tampoco podemos
olvidar que las células de la misma especie o incluso
de la misma cepa, pueden resultar tóxicas o no en
distintos momentos de su ciclo. Por ello, el uso de
sondas celulares o moleculares puede constituir una
valiosa herramienta de trabajo que apoye o simplifique la labor de identificación de especies, pero siempre deberá ser complementada con observaciones
microscópicas y con análisis de toxinas en los bivalvos.
· Obtención de algoritmos que permitan relacionar datos de color con los pigmentos de una especie
concreta (siempre y cuando esta especie se encuentre en concentraciones elevadas);
El uso de sondas moleculares se encuentra hoy
en día en fase de validación. Es necesario estudiar la
reacción de las sondas, preparadas a partir de cultivos de laboratorio, frente a las poblaciones naturales. Entre los problemas a resolver se pueden citar:
a) reacción de un anticuerpo monoclonal con otras
especies próximas; b) variación de la intensidad de la
respuesta fluorescente según el estado fisiológico de
las células, lo cual afectaría a la cuantificación de las
muestras; c) reacción de las sondas con productos
de degradación de las células diana, pellets del
zooplancton con células sin digerir, etc. El gran reto
para los oceanógrafos es conseguir la clasificación
automática de material biológico (concentración de
organismos planctónicos, tamaño, o incluso identidad
de los mismos), para obtener información biológica
en la misma escala de tiempo que la información física y química. Para ello ha de hacer frente a la variabilidad natural, morfológica y bioquímica, de los organismos (Culverhouse et al., 1996). Para la identificación «automática» de especies microalgales nocivas, son prometedoras las investigaciones en curso
· Mayor poder de penetración, de forma que se
obtenga información de la distribución de variables
en capas subsuperficiales del mar.
Sondas Moleculares y Celulares
La identificación precisa de algunas especies de
dinoflagelados tecados requiere preparaciones laboriosas o tinciones con calcoflúor para observación de
las placas tecales; la de especies de Pseudonitzschia, requiere preparaciones y observaciones
de microscopía electrónica. Estas labores pueden suponer una dura carga para los expertos que realizan
análisis rutinarios en programas de seguimiento, y en
cualquier caso, los taxónomos podrán identificar con
precisión las células tratadas y manipuladas del arrastre de red, pero no las sedimentadas y mezcladas
con otras especies parecidas del mismo género en el
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
sobre sondas moleculares o sobre clasificadores
mediante sistemas ópticos de inteligencia artificial
(redes neurales) que añadidos a los sistemas de boya
con ordenador acoplado, permitirían detectar desde
tierra, de forma instantánea, la aparición de especies
problema en distintas estaciones y/o profundidades
de la columna de agua. No hay que olvidar que estos
grandes avances nos informarán sobre qué organismo está presente, pero no sobre su contenido de toxinas. El instrumento perfecto sería aquél que combinara la detección morfológica o genética del organismo, en continuo, con el uso de sondas que reaccionaran con las toxinas contenidas en las células.
Ya hay expertos trabajando por conseguir este objetivo, pero es obvio que el refinamiento de esta alta
tecnología y su aplicación rutinaria en investigación y
programas de seguimento precisará aún de años de
desarrollo y validación en condiciones de campo. En
cualquier caso, estas técnicas constituirán valiosos
apoyos pero nunca podrán substituir la valiosa labor
de los taxónomos convencionales.
Mi agradecimiento a Yolanda Pazos por su crítica constructiva y por la revisión minuciosa de este artículo.
BIBLIOGRAFIA
Akselman, R., J.I. Carreto & N.G. Montoya, 1998.
Gymnodinium catenatum and autumn toxicity in
northern shelf waters of Argentina. In Reguera, B., J.
Blanco, M.L. Fernández & T. Wyatt (eds.), Harmful
Algae. Xunta de Galicia and IOC of UNESCO
Publishers: 122-123.
Alveal, K., M.E. Ferrario, E.C. Oliveira & E. Sar, 1995. Manual de Métodos Ficológicos. Universidad de Concepción, Chile, 863 pp.
Anónimo, 1992. Panel Intergubernamental COI-FAO sobre Floraciones de Algas Nocivas (IOC-FAO/IPHABI/3), París, 23-25 de junio de 1992. Comisión
Oceanográfica Intergubernamental de la UNESCO. Informes de los Órganos Rectores y de los Órganos Subsidiarios Principales, 62 pp.
Anónimo, 1994. COI- Primer Taller Regional de Planificación Científica sobre Floraciones Algales Nocivas en
Sudamérica. COI, UNESCO. Informes de Reuniones de
Trabajo Nº 101.
Anónimo, 1995. COI- Segundo Taller Regional de Planificación Científica sobre Floraciones Algales Nocivas
en Sudamérica. COI, UNESCO. Informes de Reuniones
de Trabajo Nº 123.
Anónimo, 2001. Report of the ICES/IOC Working Group
on Harmful Algal Blooms Dynamics. International
Council for the Exploration of the Sea, C.M./C:04, Ref.
ACME.
49
Arévalo, F.F., M. Bermúdez de la Puente & C. Salgado,
1998. ASP toxicity in scallops: individual variability and
tissue distribution. In Reguera, B., J. Blanco, M.L.
Fernández & T. Wyatt (eds.), Harmful Algae. Xunta de
Galicia and IOC of UNESCO Publishers: 499-502.
Avaria, S., 1979. Red tides off the coast of Chile. In Taylor,
D.L. & H.H. Seliger (eds.), Toxic Dinoflagellate Blooms.
Elsevier, Amsterdam: 161-164.
Bagoien, E., A. Miranda, B. Reguera & J.M. Franco, 1996.
Effects of two PSP-producing dinoflagellates on the
harpacticoid copepod Euterpina acutifrons Norman.
Mar. Biol. 126: 361-369.
Bates, S.S., C.J. Bird, A.S.W. De Freitas, R. Foxall, M. Gilgan,
L.A. Hanic, G.R. Johnson, A.W. Mcculloch, P. Odense,
R. Pocklington, M.A. Quilliam, P.G. Sim, J.C. Smith, D.V.
Subba Rao, E.C.D. Todd, J.A. Walter & J.L.C. Wright,
1989. Pennate diatomNitzschia pungensas the primary
source of domoic acid, a toxin in shellfish from Eastern
Prince Edward Island, Canada. Can. J. Fish. Aquat. Sci.
46: 1203-1215.
Bell, G.R., 1961. Penetration of spines from a marine diatom
into the gill tissue of lingcod ( Ophion elongatus).
Nature 192: 279-280.
Benavides, H., L. Prado, S. Díaz & J.I. Carreto, 1995. An
excepcional bloom of Alexandrium catenella in the
Beagle Channel, Argentina. In Lassus, P., G.Arzul, E.
Erard-Le Denn, P. Gentien & C. Marcaillou-LeBaut
(eds.), Harmful Marine Algal Blooms. Lavoisier, Paris:
113-119.
Blanco, J. & M.J. Campos, 1988. The effect of water
conditioned by a PSP producing dinoflagellate on the
growth of four algal species used as food for
invertebrates. Aquaculture 68: 289-298.
Blanco, J., M.L. Fernández, J. Mariño, B. Reguera, A.
Míguez, J. Maneiro, E. Cacho & A. Martínez, 1995. From
Dinophysis spp. toxicity to DSP outbreaks: A
preliminary model of toxin accumulation in mussels. In
Lassus, P., G.Arzul, E. Erard-Le Denn, P. Gentien & C.
Marcaillou-LeBaut (eds.), Harmful Marine Algal
Blooms. Lavoisier, Paris: 777-782.
Blanco, J., A. Moroño, Y. Pazos, J. Maneiro & J. Mariño,
1998. Trends and variations of the abundance of main
PSP and DSP producing species in the Galician Rías:
environmental and biological influences. In: Reguera,
B., J. Blanco, M.L. Fernández & T. Wyatt (eds.), Harmful
Algae. Xunta de Galicia and IOC of UNESCO
Publishers: 204-207.
Bricelj, V.M. & S.E. Shumway, 1998. Paralytic shellfish toxins
in bivalve molluscs: occurrence, transfer kinetics, and
biotransformation. Rev. Fish. Sci. 6 (4): 315-383.
Burkholder, J.M., E.J. Noga, C.W. Hobbs, H.B. Jr. Glasgow
& S.A. Smith, 1992. New “phantom” dinoflagellate is
the causative agent of major estuarine fish kills. Nature
358: 407-410.
Carreto, J.I. & H. R. Benavides, 1993. World record of PSP
in Southern Argentina. Harmful Algae News 5, IOC of
CAPÍTULO 1: E STABLECIMIENTO DE UN PROGRAMA DE SEGUIMIENTO
50
UNESCO: 2.
Carreto, J.I., H.R. Benavides, R.M. Negri & P.D. Glorioso,
1986. Toxic red tide in the Argentine Sea: phytoplankton
distribution and survival of the toxic dinoflagellate
Gonyaulax excavata in a frontal area. J. Plankton Res.
8 (1): 15-28.
Carreto, J.I., C. Elbusto, H. Sancho, M.O. Carignan, A.D.
Cucchi Colleoni, S.G. de Marco & A. Fernández, 1993.
An exploratory analysis of the Mar del Plata toxicity
areas (1980-1990). In Smayda, T.J. & Y. Shimizu (eds.),
Toxic Phytoplankton Blooms in the Sea. Elsevier,
Amsterdam: 377-382.
Carreto, J.I., C. Elbusto, H. Sancho, M.O. Carignan, T.
Yasumoto & Y. Oshima, 1996. Comparative studies on
paralytic shellfish toxin profiles of marine snails,
mussels and an Alexandrium tamarense isolate from
the Mar del Plata coast (Argentina). Rev. Invest. Des.
Pesq. 10: 101-107.
Carreto, J.I., M.L. Lasta, R.M. Negri & H.R. Benavides,
1981. Los fenómenos de marea roja y toxicidad de
moluscos bivalvos en el Mar Argentino. Contr. INIDEP
399, 55 pp.
Carreto, J.I., N. Montoya, A.D. Cucchi Colleoni & R.
Akselman, 1998. Alexandrium tamarense blooms and
shellfish toxicity in the Argentine Sea: a retrospective
view. In Reguera, B., J. Blanco, M.L. Fernández & T.
Wyatt (eds.), Harmful Algae. Xunta de Galicia and IOC
of UNESCO Publishers: 131-134.
Carreto, J.I., R.M. Negri, H.R. Benavides & R. Akselman,
1985. Toxic dinoflagellate blooms in the Argentine Sea.
In Anderson, D.M., A.W.White & D.G. Baden (eds.),
Toxic Dinoflagellates. Elsevier, New York: 147-152.
Cembella, A.D., M.A. Quilliam, N.I. Lewis, A.G. Bauder &
J.L.C. Wright, 1998. Identifying the planktonic origin
and distribution on spirolides in coastal Nova Scotian
waters. In Reguera, B., J. Blanco, M.L. Fernández & T.
Wyatt (eds.), Harmful Algae. Xunta de Galicia and IOC
of UNESCO Publishers: 481-484.
Clément, A., 1994. Harmful blooms of Leptocylindrus
minimus in Southern Chile. Harmful Algae News 8, IOC
of UNESCO: 1.
Clément, A. & G. Lembeye, 1993. Phytoplankton monitoring
programme in the fish farm region of the South of Chile. In Smayda, T.J. & Y. Shimizu (eds.), Toxic
Phytoplankton Blooms in the Sea. Elsevier, Amsterdam:
223-228.
Clément, A., G. Lembeye, P. Lassus & C. Le Baut, 1994.
Bloom superficial no tóxico deDinophysis cf. acuminata
en el fiordo de Reloncavi. Resúmenes de las XIV Jornadas de Ciencias del Mar/ I Jornada Chilena de
Salmonicultura, mayo de 1994: 83.
Clément, A., 1995. Manejo y perspectivas futuras de las
floraciones algales nocivas en Chile. In COI-Taller Regional de Planificación Científica sobre Floraciones
Algales Nocivas. Informes de Reuniones de Trabajo
Nº 101, Anexo 3: 20-27.
Clément, A., M. Seguel & G. Arzul, 1999. Fish kill in Chile
associated with a bloom of Gymnodinium sp. Harmful
Algal News 19, IOC of UNESCO: 5-6.
Council of the European Communities, 1991. Council
Directive 91/492/EEC of 15 July 1991 laying down the
health conditions for the production and the placing
on the market of live bivalve molluscs. Off. J. Eur.
Communities L268: 1-14.
Council of the European Communities, 1997. Council
Directive 97/61/EEC of 20 October 1997 that modifies
the Annex of Directive 91/492/EEC that lays down the
health conditions for the production and the placing
on the market of live bivalve molluscs. Off. J. Eur.
Communities L295: 35-36.
Council of the European Communities, 2002. Decisión de
la Comisión 2002/225/CE de 15 de marzo de 2002, por la
que se establecen normas detalladas para la aplicación
de la Directiva 91/492/CEE del Consejo. Off. J. Eur.
Communities L75: 62-64
Culverhouse, P.,R. Williams & B. Reguera, 1996. Workshop
on automatic categorization of marine biological material for ecosystem research and monitoring. University
of Plymouth, United Kingdom, 80 pp.
Dahl, E., O. Lindahl, E. Paasche & J. Throndsen, 1989. The
Chrysochomulina polylepis bloom in Scandinavian
waters during spring 1988. In Cosper, E.M., M. Bricelj
& E.J. Carpenter (eds.), Novel Phytoplankton Blooms:
causes and impacts of recurrent brown tides and other
unusual blooms. Springer-Verlag, Berlin: 383-405.
Daiguji, M., M. Satake, K.J. James, A. Bishop, L.
MacKenzie, H. Naoki. & T. Yasumoto, 1998. Structures
of new pectenotoxin analogs, pectenotoxin-2 seco acid
and 7-epi-pectenotoxin-2 seco acid, isolated from a
dinoflagellate and greenshell mussels. Chem. Lett.: 653654.
Draisci R., L. Lucentini, L. Giannetti., P. Boria & R. Poletti,
1996. First report of pectenotoxin-2 (PTX-2) in algae
(Dinophysis fortii) related to seafood poisoning in
Europe. Toxicon 34 (8): 923-935.
Fernández, M.L., B. Reguera, I. Ramilo & A.Martínez, 2001.
Toxin content of Dinophysis acuminata ,D. acuta and
D. caudata from the Galician Rías Bajas. In Hallegraeff,
G.M., S.I. Blackburn, R. Lewis & C. Bolch, (eds.), Harmful
Algal Blooms. IOC of UNESCO: 360-363.
Ferrario, M.E., E.A. Sar, C. Castaños & F. Hinz, 1999.
Potentially toxic species of the diatom genus Pseudonitzschia in Argentinian coastal waters. Nova
Hedwigia 68 (1-2): 131-147.
Fraga, S., D.M. Anderson, I. Bravo, B. Reguera, K.
Steidinger & C.M. Yentsch, 1988. Influence of upwelling
relaxation on dinoflagellates and shellfish toxicity in
Ría de Vigo, Spain. Estuar. Coast. Shelf Sci., 27: 349361.
Franks, P.J.S., 1995. Sampling techniques and strategies
for coastal phytoplankton blooms. In Hallegraeff, G.M.,
D.M. Anderson & A.D. Cembella (eds.), Manual on
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
Harmful Marine Microalgae. IOC Manuals and Guides
33, UNESCO: 25-44.
Fritz L. & R.E. Triemer, 1985. A rapid simple technique
utilizing Calcofluor White M2r for the visualization of
dinoflagellate thecal plates. J. Phycol. 21: 662-664.
Garcés, E., M. Delgado, M. Masó & J. Camp, 1998. Life
history and in situ growth rate ofAlexandrium taylori
(Dinophyceae, Pyrrophyta). J. Phycol. 34: 880-887.
Gentien, P. & G. Arzul, 1990. Exotoxin production by
Gyrodinium cf. aureolum(Dinophyceae). J. Mar. Biol.
Ass. U.K. 70: 571-581.
Guzmán, L. & I. Campodonico, 1975. Marea roja en la Región de Magallanes. Publ. Inst. Pat. Ser. Mon. 9, 44 pp.
Halim, Y. & W. Labib, 1996. First recorded toxic
Alexandrium minutum Halim bloom. Harmful Algae
News 14, IOC of UNESCO: 2.
Hall, S., 1982. Toxins and toxicity of Protogonyaulax from
the northeast Pacific. Ph.D. Thesis. University of
Alaska Fairbanks, 196 pp.
Hallegraeff, G.M., D.M. Anderson & A.D. Cembella, 1995.
Manual on Harmful Marine Microalgae. IOC Manuals
and Guides 33, UNESCO, 551 pp.
Hay, B.E., C.M. Grant & D-J. McCoubrey, 2000. A review
of the marine biotoxin monitoring programme for noncommercially harvested shellfish. Part 1: Technical
Report. A report prepared for the NZ Ministry of Health
by AquaBio Consultants Ltd. NZ, 224 pp.
Herndl, G.J., 1992. Marine snow in the northern Adriatic
Sea: possible causes and consequences for a shallow
ecosystem. Mar. Microb. Food Webs 6: 149-172.
James, K.J., A.G. Bishop, B.M. Healy, C. Roden, I.R.
Sherlock, M. Twohig, R. Draisci, L. Giannetti & L.
Lucentini, 1999. Efficient isolation of the rare diarrhoeic
shellfish toxin, Dinophysistoxin-2, from marine
phytoplankton. Toxicon 37: 343-357.
Jochimsen, E.M., W.W. Carmichael, J. An, D.M. Cardo,
S.T. Cookson, C.E.M. Holmes, B.C. Antunes, D.A. Melo
Filho, T.M. Lyra, V.S.T. Barreto, S.M.F.O. Azevedo &
W.R. Jarvis, 1998. Liver failure and death after exposure
to microcystins at a hemodialysis center in Brazil. New
Engl. J. Med. 338 (13): 873-878.
Kotaki, Y., K. Koike, M. Yoshida, C-V. Thuoc, N.T. Minh
Hoyen, N.C. Hoi, Y. Fukuyo & M. Kodama. 2000.
Domoic acid production in Nitzschia s p .
(Bacillariophyceae) isolated from a shrimp-culture pond
in Do Son, Vietnam. J. Phycol. 36 (6): 1057-1060.
Lawrence, J.E., A.G. Bauder, M.A. Quilliam, & A.D.
Cembella, 1998. Prorocentrum lima , a putative link to
diarrhetic shellfish poisoning in Nova Scotia, Canada.
In Reguera, B., J. Blanco, M.L. Fernández & T. Wyatt
(eds.), Harmful Algae. Xunta de Galicia and IOC of
UNESCO Publishers: 78-79.
Lawrence, J.E., J. Grant, M.A. Quilliam, A.G. Bauder & A.D.
Cembella, 2000. Colonization and growth of the toxic
dinoflagellate Prorocentrum lima and associated
fouling macroalgae on mussels in suspended culture.
51
Mar. Ecol. Prog. Ser. 201: 147-154.
Lee, J-S., T.T. Igarashi, S. Fraga, E. Dahl, P. Hovgaard & T.
Yasumoto, 1989. Determination of diarrhetic shellfish
toxins in various dinoflagellate species. J. Appl. Phycol.,
1: 147-152.
Lembeye, G., I. Campodonico, L. Guzmám & C. Kiguel, 1981.
Intoxicaciones por consumo de mariscos del Estero de
Reloncavi (X Región), Chile (1970-1980). Resúmenes
de las Jornadas de Ciencias del Mar, Montemar (Chile),
agosto de 1981: 42.
Lembeye, G., T. Yasumoto, J. Zhao & R. Fernández, 1993.
DSP outbreak in Chilean fiords. In Smayda, T.J. & Y.
Shimizu (eds.), Toxic Phytoplankton Blooms in the Sea.
Elsevier, Amsterdam: 525-529.
Lindahl, O., 1986. A dividable hose for phytoplankton
sampling. In Report of the Working Group on
phytoplankton and management of their effects.
International Council for the Exploration of the Sea,
C.M. 1986/L:26, Annex 3, 3pp.
Lush, G.J. & G.M. Hallegraeff, 1996. High toxic potential of the
dinoflagellate Alexandrium minutum to Artemia larvae.In
Yasumoto, T., Y. Oshima & Y. Fukuyo (eds.), Harmful and
Toxic Algal Blooms. IOC of UNESCO: 389-392.
Lush, G.J., G.M. Hallegraeff, & B.L. Munday, 1998.
Histopathological effects in juvenile greenback
flounder, Rhombosolea taparina exposed to the toxic
dinoflagellate Alexandrium minutum. In Reguera, B.,
J. Blanco, M.L. Fernández & T. Wyatt (eds.), Harmful
Algae. Xunta de Galicia and IOC of UNESCO
Publishers: 609-610.
MacKenzie, L., P. Truman, M. Satake, T. Yasumoto, J.
Adamson, D. Mountfort & D. White, 1998.
Dinoflagellate blooms and associated DSP-toxicity in
shellfish in New Zealand. In Reguera, B., J. Blanco,
M.L. Fernández & T. Wyatt (eds.), Harmful Algae.
Xunta de Galicia and IOC of UNESCO Publishers: 7477.
Maneiro, I., M. Frangópulos, C. Guisande, M.L. Fernández,
B. Reguera & I. Riveiro, 2000.Zooplankton as a potential
transmission vector of Diarrhetic Shellfish Poisoning
toxins through the food web. Mar. Ecol. Prog. Ser. 201:
155-163.
Mariño, J., J. Maneiro & J. Blanco, 1998. The harmful algae
monitoring programme of Galicia: good value for money.
In Reguera, B., J. Blanco, M.L. Fernández & T. Wyatt
(eds.), Harmful Algae. Xunta de Galicia and IOC of
UNESCO Publishers: 229-232.
Martínez A., B. Reguera, M.L. Fernández, A. Míguez & E.
Cacho, 1991. Spatial distribution of PSP toxicity in the
mussel rafts of the Galician Rías (NW Spain): some
management strategies. In Fremy, J.M. (ed.), Actes du
Colloque sur les Biotoxines Marines. C.N.E.V.A., París:
211-216.
Méndez, S., 1993a. Uruguayan red tide monitoring
programme: preliminary results (1990-1991). In Smayda,
T.J. & Y. Shimizu (eds.), Toxic Phytoplankton Blooms
CAPÍTULO 1: E STABLECIMIENTO DE UN PROGRAMA DE SEGUIMIENTO
52
in the Sea. Elsevier , Amsterdam: 287-291.
Méndez, S., A. Brazeiro, G. Ferrari, D. Medina & G. Inocente, 1993b. Mareas Rojas en El Uruguay: Programa
de control y actualización de resultados. Inf. Tec.
INAPE 46, 31 pp.
Montoya, N.G., R. Akselman, M. Pájaro, R. Perrotta & J.I.
Carreto, 1995. Mortalidad de caballa (Scomber japonicus)
en la plataforma bonaerense (Mar Argentino) asociada a
un florecimiento del dinoflagelado tóxicoAlexandrium
tamarense. Rev. Invest. Des. Pesq. 11: 145-152.
Montoya, N.G., M. I. Reyero, R. Akselman, J.M. Franco &
J.I. Carreto, 1998. Paralytic shellfish toxins in the
anchovy Engraulis anchoita from the Argentinian
coasts. In Reguera, B., J. Blanco, M.L. Fernández & T.
Wyatt (eds.), Harmful Algae. Xunta de Galicia and IOC
of UNESCO Publishers: 72-73.
Negri, R.M. & D. Inza, 1998. Some potentially toxic species
of Pseudo-nitzschia in the Argentine Sea (35º-39ºS). In
Reguera, B., J. Blanco, M.L. Fernandez & T. Wyatt
(eds.), Harmful algae. Xunta de Galicia and IOC of
UNESCO Publishers: 84-85.
Oshima, Y., H. Sugino, M. Itakura, M. Hirota & T. Yasumoto,
1990. Comparative studies on paralytic shellfish toxin
profile of dinoflagellates and bivalves. In Granéli, E., B.
Sundström, L. Edler & D.M. Anderson (eds.), Toxic
Marine Phytoplankton. Elsevier, New York: 391-396.
Pazos, Y. & J. Maneiro, 1999. Algal bloom detection,
monitoring and prediction in the Galician Rías (NW
Spain). In Catena, G. & E. Funari (eds.), Algal bloom
detection, monitoring and prediction. 3rd Workshop on
Public Health. Istituto Superiore di Sanitá, Roma, 95 pp
Proença, L.A. & G. F. Oliveira, 1999. Análise de ácido
domoico em moluscos cultivados no litoral de Santa
Catarina. Notas Técnicas da FACIMAR, Itajaí: 3
Proença, L.A.O. & L.R. Rörig, 1995. Mussel production
and toxic algal blooms in Santa Catarina State, southern
Brazil. Harmful Algae News 12/13, IOC of UNESCO: 5.
Proença, L.A.O., L. R. Rörig, M. Silva, S. Guimaraes & N.
Lagos, 1997. PSP outbreak in Brazil. Harmful Algae
News 16, IOC of UNESCO: 1, 3.
Proença, L.A.O., M.S. Tamanaha & N. P. Souza, 2001. The
toxic dinoflagellate Gymnodiniumcatenatum Graham
in Southern Brazilian waters: occurence, pigments and
toxins. Atlântica 23: 59-65.
Reguera, B., I. Bravo, C. Marcaillou-Le Baut, P. Masselin,
M.L. Fernández, A. Míguez & A. Martínez, 1993.
Monitoring of Dinophysis spp. and vertical distribution
of okadaic acid on mussel rafts from Ría de Pontevedra
(NW Spain). In Smayda T.J. & Y. Shimizu (eds.), Toxic
Phytoplankton Blooms in the Sea. Elsevier,
Amsterdam: 553-558.
Reguera, B., I. Bravo, H. MacCall & M.I. Reyero, 1996.
Phased cell division and other biological observations
on Dinophysis spp. populations during in situ cell
cycle studies. In Yasumoto, T., Y. Oshima & Y. Fukuyo
(eds.), Harmful and Toxic Algal Blooms. IOC of
UNESCO: 257-260.
Rensel, J.E., 1993. Severe blood hypoxia of Atlantic Salmon
(Salmo salar) exposed to the marine diatom
Chaetoceros concavicornis. In Smayda, T.J. & Y.
Shimizu (eds.), Toxic Phytoplankton Blooms in the Sea.
Elsevier , Amsterdam: 625-630.
Satake, M., A.L. MacKenzie & T. Yasumoto, 1997.
Identification of Protoceratium reticulatum as the
biogenetic origin of yessotoxin. Nat.Toxins 5: 164-167.
Scholin, C., F. Gulland, G.J. Doucette, S. Benson, M.
Busman, F.P. Chavez, J. Cordaro, R. DeLong, A. De
Vogelaere, J. Harvey, M. Haulena, K. Lefebvre, T.
Lipscomb, S. Loscutoff, L.J. Lowenstine, R. Marin, P.E.
Miller, W.A. McLellan, P.D.R. Moeller, C.L. Powell, T.
Rowles, P. Silvagni, M. Silver, T. Spraker, V. Trainer &
F.M. Van Dolah, 2000. Mortality of sea lions along the
central California coast linked to a toxic diatom bloom.
Nature 403: 80-83.
Shumway, S.E., 1994. Phycotoxin-related shellfish
poisoning: bivalve molluscs are not the only vectors.
Rev. Fish. Sci. 3 (1): 1-31.
Sordo, I., E.D. Barton, J.M. Cotos & Y. Pazos, 2001. An
inshore poleward current in the NW of the Iberian
Peninsula detected from satellite images and its relation
with G. catenatum and D. acuminata blooms in the
Galician Rías. Estuar. Coast and Shelf. Sci. 53: 787-799.
Sournia, A., 1978. Phytoplankton Manual. UNESCO
Monographs on Oceanographic Methodology 6, 337 pp.
Suzuki T., T. Mitsuya, H. Matsubara & M. Yamasaki, 1998.
Determination of pectenotoxin-2 after solid-phase
extraction from seawater and from the dinoflagellate
Dinophysis fortii by liquid chromatography with
electrospray mass spectrometry and ultraviolet detection.
Evidence of oxidation of pectenotoxin-2 to pectenotoxin6 in scallop. J. Chromatog. A. 815: 155-160 .
Underdahl, B., O.M. Skulberg, E. Dahl & T. Aune, 1989.
Disastrous bloom of Chrysochromulina polylepis
(Prymnesiophyceae) in Norwegian coastal waters 1988
- Mortality in marine biota. Ambio 18: 265-270.
Utermöhl, H., 1931. Neue wege in der quantitativen
Erfassung des Planktons (mit besonderer
Berücksichtigung des Ultraplanktons). Verh. Int. Ver.
Theor. Angew. Limnol. 5: 567-596.
White, A.W., S.E. Shumway, J. Nassif & D.K. Whittaker,
1993. Variation in levels of paralytic shellfish toxins
among individual shellfish. In Smayda, T.J. & Y. Shimizu
(eds.), Toxic Phytoplankton Blooms in the Sea. Elsevier,
Amsterdam: 441-446.
Yasumoto,T., Y. Oshima & M. Yamaguchi, 1978. Ocurrence
of a new type of shellfish poisoning in the Tohoku
district. Bull. Jap. Soc. Sci. Fish. 44: 1249-1255.
Yasumoto,T., Y. Oshima, W. Sugawara, Y. Fukuyo, H. Oguri,
T. Igarashi & N. Fujita, 1980. Identification of
Dinophysis fortii as the causative organism of diarrhetic
shellfish poisoning in the Tohoku district. Bull. Jap.
Soc. Sci. Fish. 46: 1405-1411.
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
53
ANEXO I.
AISLAMIENTOS CELULARES POR MICROMANIPULACIÓN
AISLAMIENTO DE CÉLULAS
PLANCTÓNICAS PARA
ESTABLECIMIENTO DE CULTIVOS
MONOALGALES
El material de partida óptimo para el aislamiento
de microalgas y posterior establecimiento de cultivos
es una muestra de agua de mar tomada con un cubo
(si es muestra de superficie) o con una botella
oceanográfica. Se desaconsejan los arrastres de red,
porque las células sufren roces físicos, agitaciones y
magulladuras que se pueden evitar partiendo de una
muestra de agua no concentrada. Por supuesto, existen especies muy resistentes que serán fáciles de aislar y cultivar incluso a partir de arrastres de red.
Material y Método
·
·
·
·
·
Pipetas Pasteur o pipetas microcapilares estériles que se han afinado previamente al fuego hasta conseguir un orificio de entrada de tamaño ligeramente superior al de las células que se pretenden aislar. Al cortar la punta estirada al fuego,
evitar que queden aristas cortantes. Si las hubiera, cortar la boca del capilar con un cortador de
diamente similar al empleado por los relojeros;
alternativamente, cortar con un movimiento rápido sujetando con ambas manos el extremo a partir, y “sellar” las aristas mediante una rápida pasada por la llama (procurando que no se cierre la
punta)
Portaobjetos de vidrio, o varias cámaras de sedimentación, o cámaras de contaje tipo Sedgewick
Rafter.
Agua de mar filtrada (0.22 µm) y esterilizada.
Microplacas de cultivos celulares, con pocillos de
0.2 ml (96 pocillos distribuídos en rectángulos de
8 filas por 12 columnas), rellenos con medio de
cultivo.
Cilindro de PVC con fondo cubierto de red (1020 µm), otro cilindro de PVC de mayor diámetro
y fondo cerrado y un tubo flexible de plástico o de
silicona de 50 cm (o más) de largo y varios mm
de diámetro para sifonar el agua de mar hacia
fuera de los dos cilindros superpuestos durante el
proceso de filtración inversa.
1. Se concentra, por filtración inversa, la muestra de
agua de mar tomada con botella oceanográfica,
manguera u otro contenedor (este paso puede
evitarse si la especie a aislar se encontrara en
concentración elevada (> 104 cel · l-1) (Fig.1).
2. Se depositan 1-2 gotas de la muestra concentrada en un portaobjetos de vidrio, y dos ó tres gotas,
separadas, de agua de mar filtrada y esterilizada.
Alternativamente, se puede trabajar con varias
cámaras de sedimentación o varias cámaras
Sedgewick-Rafter: una en la que se deposita la
muestra de agua de mar concentrada con los organismos a aislar, y las otras en las que se vierte
agua de mar filtrada y esterilizada para los lavados sucesivos.
3. Se aíslan las células o cadenas de la especie de
interés, una por una, al microscopio invertido mediante pipeta microcapilar; se transfieren a la gota
de agua (o cámara) contigua de agua de mar estéril para ser lavadas de material acompañante.
Se repite esta operación 2-3 veces para asegurar
que las células o cadenas aisladas estén libres de
contaminantes.
4. Se colocan las células o cadenas aisladas, en pocillos de cámaras de cultivo de tejidos con medio
de enriquecimiento preparado con agua de mar
filtrada y esterilizada de la zona de muestreo. Cada
pocillo tiene sus coordenadas (letra de la fila y
número de la columna), por lo que resulta sencillo
hacer un seguimiento diario, anotado en un cuaderno, de la evolución de la célula/cadena inoculada en cada pocillo. Se incuban las cámaras bajo
condiciones de luz, temperatura y fotoperíodo lo
más próximo posible a las condiciones ambientales donde se encontraba el organismo. Algunas
especies sólo se consiguen aislar y cultivar cuando se incuba un grupo (nó una sola) de células en
cada pocillo.
5. En un determinado número de pocillos (según la
habilidad del aislador y la delicadeza del organismo a aislar) se observará división celular y aumento del número de células del alga de interés
sin que se observen contaminantes. Cuando se
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
55
CAPÍTULO 2: PRINCIPALES TOXINAS DE ORIGEN
FITOPLANCTÓNICO: IDENTIFICACIÓN Y CUANTIFICACIÓN
MEDIANTE CROMATOGRAFÍA LÍQUIDA DE ALTA RESOLUCION
(HPLC)
NÉSTOR LAGOS
Laboratorio de Bioquímica de Membrana, Departamento de Fisiología y Biofísica, Facultad de Medicina,
Universidad de Chile. Casilla 70005, Santiago, Chile.
INTRODUCCIÓN .......................................................................................................... 57
VENENO PARALIZANTE DE MOLUSCO (VPM) ........................................................ 58
T OXINAS DEL VPM............................................................................................................. 58
ESPECIES PRODUCTORAS DE TOXINAS DEL VPM ......................................................................... 58
T OXICOLOGÍA ..................................................................................................................... 59
MÉTODO DE HPLC CON DERIVATIZACIÓN POST-COLUMNA PARA LA DETECCIÓN Y CUANTIFICACIÓN DE LAS
TOXINAS PRESENTES EN EL VPM........................................................................................ 59
A. Preparación de extracto de moluscos (bivalvos, gasterópodos y crustáceos) ............................ 59
B. Preparación de extractos de muestras de fitoplancton (silvestre o en cultivo) ..................... 60
C. Equipo Cromatográfico (HPLC) .................................................................................... 60
D. Condiciones de la corrida cromatográfica (Oshima, 1995) ............................................... 60
APLICACIONES ................................................................................................................... 61
NIVELES REGULATORIOS PARA VPM ...................................................................................... 63
VENENO DIARREICO DE MOLUSCO (VDM) ............................................................ 63
T OXINAS DEL VDM............................................................................................................ 64
ESPECIES PRODUCT ORAS DE TOXINAS DEL VDM ........................................................................ 64
T OXICOLOGÍA ..................................................................................................................... 64
MÉTODO POR HPLC CON DERIVATIZACIÓN PRE-COLUMNA Y DETECCIÓN FLUORESCENTE PARA LA DETECCIÓN Y CUANTIFICACIÓN DE LAS TOXINAS PRESENTES EN EL VDM .............................................. 65
A. Extracción de toxinas del VDM de muestras de moluscos para ser inyectadas en el HPLC......... 65
B. Derivatización de estándares con ADAM ....................................................................... 65
C. Derivatización de extractos de muestras con ADAM ....................................................... 66
D. Limpieza de estándares y muestras derivatizadas con ADAM, usando Sep-Pack................ 66
E. Preparación de extractos de muestras de fitoplancton (silvestre o en cultivo) ..................... 66
F. Equipo Cromatográfico (HPLC) .................................................................................... 66
G. Condiciones de la corrida cromatográfica para VDM ...................................................... 67
APLICACIONES ................................................................................................................... 67
NIVELES REGULATORIOS DEL VDM ....................................................................................... 68
VENENO AMNÉSICO DE MOLUSCO (VAM) .............................................................. 68
T OXINAS DEL VAM ............................................................................................................. 69
CAPÍTULO 2: I DENTIFICACIÓN Y CUANTIFICACIÓN DE TOXINASPOR HPLC
56
T OXICOLOGÍA .....................................................................................................................
MÉTODO DE HPLC PARA LA DETECCIÓN DE LAS TOXINAS DEL VAM..............................................
MÉTODO DE HPLC CON DETECCIÓN ULTRAVIOLETA ...................................................................
A. Extracción de toxinas del VAM de muestras de moluscos para HPLC ...............................
B. Cuantificación de ácido domoico por HPLC con detección UV ........................................
MÉTODO DE HPLC CON DERIVATIZACIÓN PRE-COLUMNA Y DETECCIÓN FLUORESCENTE .......................
A. Derivatización de estándares o extractos con FMOC-Cl ..................................................
B. Extractos de muestras de fitoplancton ............................................................................
C. Equipo Cromatográfico (HPLC) ....................................................................................
D. Condiciones de la corrida cromatográfica ......................................................................
APLICACIONES ...................................................................................................................
NIVELES REGULATORIOS DEL VAM ........................................................................................
69
70
70
70
70
70
70
71
71
71
72
72
BIBLIOGRAFÍA ........................................................................................................... 72
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
57
PRINCIPALES TOXINAS DE ORIGEN FITOPLANCTÓNICO:
IDENTIFICACIÓN Y CUANTIFICACIÓN MEDIANTE CROMATOGRAFÍA
LÍQUIDA DE ALTA RESOLUCION (HPLC)
NÉSTOR LAGOS
Laboratorio de Bioquímica de Membrana, Departamento de Fisiología y Biofísica, Facultad de Medicina,
Universidad de Chile. Casilla 70005, Santiago, Chile.
INTRODUCCION
En los últimos veinte años, los fenómenos denominados Floraciones de Algas Nocivas (FAN) han
cobrado una connotación alarmante a nivel mundial,
debido al aparente incremento de la frecuencia, intensidad y distribución geográfica de estos episodios.
Entre los efectos más negativos de las FANs se encuentran las intoxicaciones masivas de organismos
marinos y personas por consumo de productos marinos (moluscos o peces) contaminados con las toxinas generadas por dinoflagelados o diatomeas
(Epstein et al., 1993; Hallegraeff, 1993; Anderson,
1994; Yasumoto et al., 1995).
Los principales grupos de venenos microalgales,
descritos hasta la fecha y que afectan directamente
al hombre son: Veneno Paralizante de Molusco
(VPM), Veneno Diarreico de Molusco (VDM), Veneno Amnésico de Molusco (VAM), Ciguatera o
Veneno Ciguatérico de Pescado (VCP), Veneno
Neurotóxico (VN), y Microcistinas, éstas últimas producidas por algas verde-azuladas (cianobacterias) en
aguas salobres y lacustres (Yasumoto & Murata,
1993).
El método estándar aplicado para la detección de
toxinas es el bioensayo de ratón. Este método, de
indiscutible valor para el control sanitario y la protección de los consumidores (ya que estudia la respuesta en un ser vivo), es poco específico, tiene baja
sensibilidad, mala reproducibilidad interlaboratorios,
es semicuantitativo, y requiere del mantenimiento de
grandes reservas de ratones. Además, es un método
que requiere el sacrificio de animales, lo que despierta las iras de las sociedades protectoras de animales. Por ello, y dado el impacto socioeconómico
de los eventos tóxicos, se está trabajando intensamente en el desarrollo de ensayos alternativos
(enzimáticos, citotóxicos) para la detección y
cuantificación de ficotoxinas.
Entre los técnicas analíticas avanzadas, la
Cromatografía Líquida de Alta Resolución (HPLC =
High Performance Liquid Chromatography), aplicada a la identificación y cuantificación de las
ficotoxinas, es una tecnología de gran sensibilidad,
precisión y reproducibilidad, que permite obtener información sobre la composición cualitativa y cuantitativa («perfil») de los complejos tóxicos. Esta técnica analítica es de amplio uso en la separación, purificación y aislamiento de compuestos químicos y
bioquímicos, y es la que presenta mayor cantidad de
aplicaciones para el más amplio espectro de análisis
cuantitativos de productos naturales, fármacos, compuestos químicos y bioquímicos, y por supuesto, de
todo tipo de toxinas. Debido a la gran variedad de
detectores (visible, ultravioleta, fluorescencia,
conductividad, índice de refracción, contador de radiactividad, quimioluminiscencia y masas) desarrollados por la industria fabricante de estos equipos, es
posible detectar cualquier substancia, incluso las que
son opacas en el espectro visible y ultravioleta, como
es el caso de las toxinas del VPM y VDM. Además,
con esta técnica se tiene a disposición la gran cantidad de aplicaciones, ya desarrolladas, de la
cromatografía líquida, lo que permite separar prácticamente cualquier compuesto, a partir de diferentes
mezclas y cuantificarlo, en una corrida de no más de
25 minutos (Fallon et al., 1987).
Mención aparte debe hacerse del HPLC acoplado en línea con un detector de espectroscopía de
masas (HPLC-MS). Este instrumento está considerado como el método de análisis más riguroso y reciente para determinar la identidad de una substancia y su estado de pureza. Las posibles aplicaciones
del HPLC-MS para los estudios de ficotoxinas cons-
CAPÍTULO 2: I DENTIFICACIÓN Y CUANTIFICACIÓN DE TOXINASPOR HPLC
58
tituyen un capítulo aparte. Básicamente, identifica
cada substancia por su masa, indicando el peso del
ion molecular de cada una de ellas, y en el caso que
tratamos, el peso molecular de cada toxina o sus derivados (Quilliam, 1998).
Dada la extensión del tema, este capítulo se enfocará a la cuantificación de los tres grupos de venenos (VPM, VDM y VAM), relacionados con las
ficotoxinas marinas que se han descrito con más frecuencia y/o que ejercen un mayor impacto
socieconómico en diversas áreas geográficas del
Cono Sur Americano.
VENENO PARALIZANTE DE MOLUSCO
(VPM)
Entre las ficotoxinas, el VPM constituye la principal amenaza para la salud pública en América Latina. También es el responsable de las mayores pérdidas económicas en la industria conservera de molusco a nivel regional. Desde el punto de vista técnico, la cuantificación de las toxinas de este grupo es
un desafío interesante debido a su complejidad, ya
que presenta el mayor número de derivados químicos (Oshima et al., 1989; Yasumoto & Murata, 1993;
Oshima, 1995; Lagos et al., 1996; Onodera et al.,
1997). Además, este grupo de toxinas es el que presenta la más amplia distribución en Sudamérica, tanto en las costas del Pacífico (Guzmán et al., 1975;
Lagos et al., 1996; Compagnon et al., 1998), incluyendo los fiordos australes (Benavides et al., 1995;
Lagos et al., 1996; Lagos, 1998), como en las del
Atlántico (Carreto et al., 1993; Carreto et al., 1996;
Andrinolo et al., 1999; Proença et al., 1997, 1999).
Recientemente se ha detectado presencia de VPM en
Fig. 1. Estructura de las toxinas presentes en el VPM.
cianobacterias de aguas lacustres en Brasil, lo que
constituye el primer reporte sobre presencia de toxinas paralizantes en cianobacterias en Sudamérica
(Lagos et al., 1999).
T OXINAS
DEL
VPM
Las toxinas que conforman el VPM están básicamente constituídas por un núcleo
tetrahidropurínico. Todas ellas son análogas a la
Saxitoxina (STX), la primera tipificada y la más estudiada de estas toxinas (Fig. 1). Se han descrito más
de 26 derivados de la STX (Oshima et al., 1989;
Oshima, 1995; Onodera et al., 1997). Estas toxinas
se pueden dividir en tres grupos dependiendo de la
carga neta que presentan a pH neutro, característica
que permite además su separación cromatográfica.
Así, podemos hablar del grupo de las saxitoxinas
(STXs), que presentan carga neta 2 + (STX, neoSTX,
dcSTX, dcneoSTX, doSTX); el grupo de las
Gonyaulatoxinas (GTXs), formado por las GTXs 16, B1 = GTX5 y B2 = GTX6, y por las decarbamoilGonyaulatoxinas (dcGTXs), las cuales presentan una
carga neta 1+ ; y por último, el grupo de las
sulfocarbamoil-saxitoxinas (C1-C4), las cuales presentan carga neta 0 (Fig. 1).
ESPECIES
PRODUCT ORAS DE TOXINAS DEL
VPM
La contaminación de moluscos por toxinas del
VPM en el Cono Sur Americano aparece asociada a
floraciones de dinoflagelados pertenecientes a los géneros Alexandrium y Gymnodinium (ver capítulos 4
y 5). En Chile tan sólo se ha descrito una especie
asociada al VPM, Alexandrium catenella. Esta especie es la responsable de la contaminación por VPM
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
en las regiones australes de nuestro país (Guzmán &
Lembeye, 1975; Lembeye et al., 1975; Lagos et al .,
1996). En los últimos años, se han presentado evidencias que indican la existencia de bacterias, asociadas a estos dinoflagelados, que también participan en las síntesis de algunas de estas toxinas
(Kodama et al., 1988; Franca et al., 1996; Alvito et
al., 1997). Recientemente se ha descrito el aislamiento
de una bacteria, productora de toxinas del VPM, a
partir de una cepa chilena de A. catenella mantenida
en cultivo no axénico. Esta bacteria se está tipificando
y aún no ha sido clasificada (Alvito et al., 1997). Por
último, es importante destacar la reciente identificación de toxinas paralizantes en la cianobacteria
Cylindrospermopsis raciborskii en Brasil, lo que
constituye el primer reporte de cianobacterias productoras de toxinas del VPM en aguas lacustres de
Sudamérica (Lagos et al., 1999). La presencia de
cianobacterias tóxicas supone una amenaza adicional para la salud pública. El agua potable debería ser
controlada permanentemente, para evitar casos de
intoxicaciones masivas como las ocurridas recientemente en Caruaru, Estado de Pernambuco, Brasil,
donde, de 110 personas intoxicadas, 70 murieron a
consecuencia de un florecimiento asociado a
cianobacterias (Azevedo, 1996; Carmichael, 1996).
T OXICOLOGÍA
El mecanismo de acción de las toxinas del VPM
está muy bien descrito a nivel molecular. Su receptor
farmacológico es la proteína intrínseca de membrana conocida como el Canal de Sodio dependiente de
voltaje, que es el que inicia la despolarización en las
células excitables. Las toxinas del VPM actúan uniéndose reversiblemente, con altísima afinidad (en concentraciones de 1 · 10-9 M), a su sitio de unión en el
canal de sodio, bloqueando el paso de iones sodio
hacia el interior de la célula (Henderson et al., 1973;
Strichartz, 1984; Moczydlowski et al ., 1984;
Moczydlowski, 1987). De esta manera, a nivel fisiológico, se produce la interrupción de la transmisión
neuromuscular, generándose, en el caso de los mamíferos, una parálisis respiratoria por bloqueo de la
contracción de los músculos responsables de la respiración (Kao et al., 1966; Guo et al., 1987; Hall et
al., 1990; Long et al., 1990).
Las toxinas del VPM, debido a sus características estructurales (sustituciones en sus radicales) presentan también diferentes afinidades por su receptor.
Esto se refleja en la variedad de la potencia en su
59
efecto inhibitorio de la transmisión neuromuscular. Por
esta razón, cada una de estas toxinas presenta una
toxicidad específica característica, expresada en
Unidades Ratón (MU, mouse units) por µmol de toxina (MU/µmol). Esta toxicidad específica, determinada para cada toxina pura (Oshima, 1995), permite
transformar las unidades de masa (cantidad neta de
toxina medida por cualquier método analítico, incluido el HPLC) en una toxicidad equivalente en MU,
de tal manera que se puede calcular la toxicidad de
una muestra de molusco y expresarla en unidades
equivalentes.
MÉTODO DE HPLC
CON DERIVATIZACIÓN POST -
COLUMNA PARA LA DETECCIÓN Y CUANTIFICACIÓN
DE LAS TOXINAS PRESENTES EN EL
VPM
Desde 1983 se han descrito al menos cuatro métodos para la cuantificación de toxinas del VPM mediante HPLC (Sullivan & Iwaoka, 1983; Sullivan et
al., 1985; Oshima et al., 1989; Franco & Fernández,
1993; Thielert et al., 1991; Lawrence et al., 1995;
Oshima, 1995). Entre estos métodos, uno de los más
aceptados y utilizados hoy día es el descrito por
Oshima (1995), que es el que se usa rutinariamente
en nuestro laboratorio (Lagos et al., 1996), y que describiremos a continuación.
A. Preparación de extracto de moluscos (bivalvos,
gasterópodos y crustáceos)
1. Pesar 100 gramos de carne de molusco,
desconchada, previamente lavados con agua fría,
escurridos y secados con papel absorbente. Picar
la carne y agregar 100 ml de HCl 0.1 N.
Homogenizar en licuadora y llevar a un volumen
final de 200 ml con HCl 0.1 N; ajustar el pH entre
3-4.
2. Extraer en baño María (cuando la temperatura de
la mezcla llegue a 85 ºC, mantener agitando durante 5 min). Enfriar con agua de la llave y después con hielo. Esta mezcla se filtra en papel
Whatman # 1 o se centrifuga, a 4000 rpm, durante 5 min.
3. Si se aplica el bioensayo de ratón, se inyecta
intraperitonealmente 1 ml de este sobrenadante a
3 ratones de 20 g y se toma el tiempo de supervivencia de éstos (ver capítulo 3).
4. Para los análisis por HPLC, al sobrenadante hay
que hacerle una limpieza adicional. Se toman 2
CAPÍTULO 2: I DENTIFICACIÓN Y CUANTIFICACIÓN DE TOXINASPOR HPLC
60
ml y se pasan a través de un cartucho Sep-Pack
C18 (WATERS) previamente activado con metanol
y equilibrado con agua.
5. Se eliminan los primeros 1.5 ml y se recolectan
los 0.5 ml finales, los cuales se colocan directamente en un microtubo-filtro (peso molecular de
exclusión de 5000 daltons, ultrafree C3GC,
Millipore) y se centrifuga a 8000 rpm durante 2
min.
6. De este ultrafiltrado, se inyectan tan sólo 10 µl en
la columna del cromatógrafo, para la separación
y cuantificación de las toxinas.
Dada la alta sensibilidad del método y su capacidad de separación e identificación, es el más recomendado para cuantificar las toxinas y determinar el
perfil toxicológico de pequeñas muestras de
fitoplancton, sean éstas colectadas en ambientes naturales o provenientes de cultivos en condiciones controladas de laboratorio.
B. Preparación de extractos de muestras de
fitoplancton (silvestre o en cultivo)
1. Tomar la muestra de plancton, raspando con una
espátula la superficie de la red de plancton utilizada en la recolección de la muestra.
2. Pesar el contenido del raspado en un tubo cónico
de 12 ml previamente tarado. Es importante tomar una muestra previa para recuento de células
y así posteriormente se pueden expresar los resultados como contenido de toxina por célula.
3. Usar 0.5-1 g de plancton húmedo. Agregarle 1 ml
de HCl 0.01N frío y 2 ml de mezcla de cloroformo/metanol (1:1, v/v) previamente preparada.
Agitar en vórtex durante 30 s, sonicar en sonicador
de baño durante 30 s, esperar 30 s y volver a
sonicar.
4. Centrifugar a baja velocidad (2.000 rpm) durante
5 min y separar las fases. La fase acuosa, que contiene las toxinas, se guarda en hielo. Se vuelve a
extraer la fase orgánica con 0.5 ml de HCl 0.01
N y se repite todo el proceso. Se juntan las fases
acuosas, y se evapora el resto de cloroformo/
metanol, al baño María a 50 ºC, aproximadamente durante 2 min, agregando nitrógeno gas.
5. Llevar a un volumen final de 2 ml con agua
bidestilada. Tomar una alícuota de 200 µl y filtrar
en un microtubo-filtro con un peso molecular de
exclusión de 5000 daltons (ultrafree C3GC,
Millipore), centrifugando a 8000 rpm durante 2
min.
6. Se inyectan 10 o 20 µl del ultrafiltrado anterior a
la columna para la separación y cuantificación de
las toxinas por HPLC. En el caso de fitoplancton
de cultivo, se toma una alícuota que contenga
aproximadamente 5000 células, se centrifuga a
4000 rpm durante 5 min, y al pellet celular obtenido se le aplica el mismo procedimiento de extracción descrito anteriormente para muestras de
plancton silvestre.
C. Equipo Cromatográfico (HPLC)
La técnica se desarrolla en condiciones
isocráticas, con derivatización postcolumna y detección fluorescente en línea. Se registra la información
directamente en un ordenador, usando una interfase
y un programa para ambiente Windows, que permite
el registro de los cromatogramas, integración de áreas
de los picos aislados (toxinas), representación gráfica y tratamiento de datos para presentaciones y publicaciones (Class-CR10, Shimadzu).
El equipo de HPLC está compuesto por una bomba de pistón de alta presión (Shimadzu LC-10AD)
con un inyector Rheodyne 7725i (loop 20 µl), una
columna de Sílica C8 fase reversa (Inertsil GL
Science, Supelco o Phenomenex, 150 x 4,6 mm, 5
µm), una bomba de dos cabezales para agregar el
agente oxidante y el ácido necesarios para la
derivatización postcolumna, una cámara de reacción
postcolumna con un baño u horno de temperatura
controlada (65 ºC), y un detector Fluorescente
(Shimadzu RF-551). La figura 2 muestra un esquema de la conexión de las partes que forman el equipo
de cuantificación de toxinas del VPM.
D. Condiciones de la corrida cromatográfica
(Oshima, 1995)
1. Columna: Fase reversa, Sílica C8 (150 x 4.6 mm,
5 µm)
2. Fases Móviles: Velocidad de Flujo, 0.7 ml/min.
- Para separar el grupo C1-C4: 1 mM tetrabutilamonio fosfato, pH 5.8 (con ac. acético).
- Para separar el grupo de las Gonyaulatoxinas: 2
mM 1-heptasulfonato de sodio en 10 mM fosfato
de amonio, pH 7.1.
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
- Para separar el grupo de las Saxitoxinas (STX,
neoSTX, dcSTX): 2 mM 1-heptasulfonato de
sodio en 30 mM fosfato de amonio, pH 7.1 en 5%
acetonitrilo.
3. Agente Oxidante: Flujo = 0.4 ml/min. Ácido periódico 7 mM en tampón de fosfato de potasio 50
mM, pH 9.
61
guardan en el congelador de un refrigerador doméstico común. Se suministran, 10 µl de cada mezcla
disuelta y lista para ser inyectadas. La venta está a
cargo de una central de costo del Laboratorio de
Bioquímica de Membrana, de la Facultad de Medicina (Universidad de Chile).
APLICACIONES
4. Cámara de reacción de postcolumna: coil de 10
m (0.5 mm i.d.) a 65 ºC.
5. Agente acidificante: Flujo = 0.3 ml/min 500 mM
ac. acético.
6. Detección: Fluorescente, Ex. 330 nm; Em. 390
nm.
La concentración de las toxinas se determina
comparando las áreas de los picos detectados en la
muestra, con las áreas de los picos de los estándares
analíticos de cada toxina. Tan sólo cuatro de los
estándares analíticos para estas toxinas se encuentran comercialmente disponibles. Nuestro laboratorio puede proveer estándares certificados de las 10
toxinas más importantes y generalmente presentes
en las muestras de moluscos y dinoflagelados (Lagos et al., 1996), en mezclas listas para ser usadas e
inyectadas al HPLC para cada grupo de toxinas. Estas mezclas son estables durante más de un año si se
Como todo método cromatográfico de HPLC, los
parámetros a medir son:
- Tiempos de Retención (Rt), que son característicos de cada toxina y la identifican, determinados
bajo las mismas condiciones de corrida (fase móvil) y con la misma columna (fase estacionaria).
- Área integral de fluorescencia de cada pico, la cual
corresponde a la cantidad, en masa, de cada toxina o compuesto. Así pues, esta técnica es un análisis químico y no un ensayo.
En la figura 3 se muestran cromatogramas típicos de corridas rutinarias de estándares para el grupo
de las Gonyaulatoxinas, Sulfocarbamoil-saxitoxinas
(C1-C4) y las STXs. Las cantidades de cada toxina
en la mezcla inyectada en esta corrida, dadas en el
orden de elución de la columna, son: GTX4 = 5.2
pmoles; GTX1 = 15.2 pmoles; GTX5 = 7.0 pmoles;
GTX3 = 1.5 pmoles; GTX2 = 4.4 pmoles; neoSTX =
Fig. 2. Esquema ilustrativo del equipo de HPLC-FLD necesario para cuantificar toxinas presentes en el VPM, utilizando la técnica
de derivatización postcolumna.
CAPÍTULO 2: I DENTIFICACIÓN Y CUANTIFICACIÓN DE TOXINASPOR HPLC
62
A
B
C
Fig. 3. Cromatogramas típicos de las corridas que presentan las toxinas más comunes del VPM: A: GTXs; B: STXs; y C: C1-C4.
9.77 pmoles; dcSTX = 2.65 pmoles; neoSTX = 4.5
pmoles. En el caso de la mezcla de C1-C4 son: C1=
5.56 pmoles; C2= 1.44 pmoles; C3= 9.06 pmoles y
C4= 2.04 pmoles. Estos valores ilustran muy bien la
sensibilidad del método (del orden de 150 fmoles).
Conociendo el Rt de las toxinas estándares es posi-
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
63
En la figura 4 se muestra un ejemplo del perfil
de toxinas obtenido de la hoja de cálculo utilizada en
nuestro laboratorio, donde sólo hay que agregar, para
cada muestra, las áreas integrales de los estándares y
de las toxinas presentes en la muestra analizada. Calculando la suma de todas las toxinas detectadas, y
considerando la toxicidad específica de cada una, se
calcula la Toxicidad Total de la muestra obteniendo
una cantidad equivalente y comparable al bioensayo
ratón (Sommer & Meyer, 1937). Adicionalmente, en
esta misma hoja se representa gráficamente el porcentaje molar (moles %) de cada toxina, lo que indica el aporte de cada una de ella a la muestra. Esto se
denomina el perfil toxicológico, el cual es característico de cada especie de dinoflagelado, cianobacteria
y bacteria productora de VPM, o incluso de cada
clon de una misma especie (Fig. 4).
En las especies estudiadas de dinoflagelados normalmente, los perfiles toxicológicos descritos presentan no más de 8 toxinas (Oshima, 1995; Lagos et
al., 1996), pero los extractos de moluscos pueden presentar hasta 12 toxinas (Oshima et al., 1989; Oshima
1995; Lagos et al., 1996; Compagnon et al.,1998).
Por otro lado, las especies de bacterias propuestas
como presuntas productoras de toxinas del VPM
(Kodama et al., 1988; Franca et al., 1996; Alvito et
al., 1997) y las cianobacterias presentan perfiles muy
simples de 2 a 4 de estas toxinas (Mahmoot &
Carmichael, 1986; Onodera et al., 1996; Onodera et
al., 1997; Lagos et al., 1999).
NIVELES REGULATORIOS
PARA
VPM
Máximo aceptable para el consumo humano: 80
µg de STX equivalente por 100 g de carne de molusco.
de una intoxicación masiva por consumo de bivalvos
filtradores ocurrida en 1976 en el noreste del Japón
(Yasumoto et al., 1979, 1980). Aunque en rigor esta
intoxicación ocurrida en Japón fué la primera en la
que se asoció el VDM a poblaciones de Dinophysis
spp., existían informaciones previas sobre
intoxicaciones similares ocurridas en Holanda en
1960 (Kat, 1979). Esto es sorprendente, pues hasta
esta fecha no se habían descrito intoxicaciones masivas del tipo VDM, a pesar de que las especies de
microalgas productoras de estas toxinas han estado
siempre presentes en muestras de plancton marino y
de que tienen una distribución global (Hallegraeff,
1993), incluído el Cono Sur Americano (Zhao et al.,
1993; Proença et al., 1998).
Actualmente se acepta que el problema
epidemiológico asociado al VDM es uno de los más
importantes a nivel mundial dada la amplia distribución de las especies del fitoplancton que generan estas toxinas. Sin embargo debido a que no es un tóxico letal, y a que sus síntomas y molestias (fácilmente
confundibles con una gastroenteritis bacteriana) se
terminan a los dos o tres días, se dispone apenas de
registros epidemiológicos de intoxicaciones por
VDM. En Europa, Japón, Australia, Nueva Zelanda
y Chile es, con frecuencia, el problema más importante relacionado con intoxicaciones y pérdidas eco18.0
16.0
14.0
12.0
moles %
ble identificar las toxinas en la muestra analizada (nunca varían en márgenes mayores de 50-100 min), y
como se conoce la cantidad de toxina estándar y su
área integrada, es posible calcular la cantidad de toxina en la muestra a partir de su área integrada correspondiente.
10.0
8.0
6.0
4.0
STX
dcSTX
GTX2
NeoSTX
GTX3
GTX5
GTX1
C4
C3
C2
GTX4
El primer estudio sobre las toxinas presentes en
el VDM fue realizado por el Prof.T.Yasumoto de la
Universidad de Tohoku (Sendai, Japón). Él y su grupo identificaron estas toxinas como las responsables
0.0
C1
2.0
VENENO DIARREICO DE MOLUSCO
(VDM)
Toxina
Fig. 4. Perfil toxicológico del análisis por HPLC de toxinas del
VPM presentes en un extracto de bivalvo filtrador.
CAPÍTULO 2: I DENTIFICACIÓN Y CUANTIFICACIÓN DE TOXINASPOR HPLC
64
nómicas producto de FANs. Adicionalmente, las toxinas del VDM presentan una mayor dificultad de detección y cuantificación por su caracter hidrofóbico,
obligando al uso de solventes orgánicos y a una química más compleja.
El método de HPLC con derivatización
precolumna para análisis de toxinas del VDM, permite la separación y cuantificación de las toxinas del
complejo para las que se dispone de patrones puros y
técnicas estandarizadas. A nivel regulatorio, se están
desarrollando nuevos métodos de detección para estas toxinas, alternativos al bioensayo de ratón, siendo el ensayo de inhibición enzimática de Proteína
Fosfatasa 2A (Tubaro et al.,1996; Vieytes et al., 1997)
uno de los más promisorios para la detección del ácido okadaico y sus derivados.
T OXINAS
DEL
VDM
Inicialmente las intoxicaciones con VDM se asociaron a varios grupos de toxinas liposolubles
(Yasumoto et al., 1989), que incluyen poliéteres,
como el ácido okadaico (AO), Dinofisistoxina 1
(DTX1) (Murata et al., 1982), y las Dinofisistoxina 2
(DTX2) y Dinofisistoxina 3 (DTX3) descritas en
bivalvos filtradores de Irlanda, España, Portugal y
Japón (Hu et al., 1992; Yasumoto et al., 1985;
Fernández et al., 1996; Vale & Sampayo, 1999). Los
otros dos grupos de toxinas asociadas al VDM son
las lactonas polietéreas macrocíclicas conocidas como
Pectenotoxinas (Yasumoto et al., 1985; Murata et al.,
1986) y los poliéteres fusionados conocidos como
Yessotoxinas (Murata et al., 1987). Existe hoy día
una gran controversia sobre el mantenimiento de estos tres grupos de toxinas bajo las mismas siglas, ya
que tan sólo el AO y sus relacionados (Fig. 5) producen un efecto estrictamente diarreico, siendo este
síntoma el que caracteriza el síndrome. El tema fue
muy debatido en una mesa redonda, «Re-evaluating
DSP», durante la VIII Conferencia Internacional de
Algas Nocivas celebrada en Vigo (España) en 1997.
ESPECIES
PRODUCT ORAS DE TOXINAS DEL
VDM
La contaminación de moluscos con las toxinas
del VDM es ocasionada por florecimientos de algas
nocivas pertenecientes a los géneros Dinophysis y
Prorocentrum (Yasumoto & Murata, 1993). En Chile se ha identificado a Dinophysis acuta como la principal especie responsable de la contaminación con
VDM en las regiones australes de nuestro país
Fig. 5. Estructura del ácido okadaico y toxinas relacionadas, que
forman parte del VDM.
(Muñoz et al., 1992; Lembeye et al., 1993; Zhao et
al., 1993), si bien hay otras especies, D. acuminata y
D. rotundata, que podrían contribuir a estos eventos
(Muñoz et al., 1992). Recientemente, en el sur de
Brasil se ha descrito por primera vez la presencia de
AO en muestras de hepatopáncreas del bivalvoPerna
perna, asociándose su toxicidad a la presencia de
Dinophysis caudata (Proença et al., 1998).
T OXICOLOGÍA
El mecanismo de acción del AO y relacionados
no está del todo dilucidado, al margen de que se hayan encontrado a nivel molecular sus receptores
farmacológicos, como lo son la Proteína Fosfatasa 1
y 2A. Ambas enzimas son inhibidas por el AO en el
rango de 100 nM y 10 nM respectivamente (Bialojan
& Takai, 1988). Esta inhibición ha sido
correlacionada con inflamaciones del intestino y producción de diarrea (Hamano et al., 1986; Terao et
al., 1986; Cohen et al., 1990). Se han presentado
evidencias que muestran al AO como responsable
del aumento de la permeabilidad paracelular en células epiteliales humanas en cultivo (Tripuraneni et
al., 1997).
Es importante destacar que, debido a la acción
inhibitoria sobre las proteínas fosfatasas, enzimas claves de varias vías metabólicas (Cohen, 1989) y a su
efecto intracelular de producción de
hiperfosforilación de enzimas y proteínas
regulatorias, estas toxinas producen una amplia variedad de efectos secundarios, entre los que se incluye la capacidad de actuar como potentes promotores
de tumores (Fujiki et al., 1988; Suganuma et al.,
1988). Actualmente se considera que estas toxinas
pueden constituir una amenaza para la salud incluso
a niveles moderados, que escapen a los límites de
detección de técnicas poco apropiadas, por su acumulación en el tejido hepático.
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
MÉTODO POR HPLC
CON DERIVATIZACIÓN PRE-
COLUMNA Y DETECCIÓN FLUORESCENTE PARA LA
DETECCIÓN Y CUANTIFICACIÓN DE LAS TOXINAS
PRESENTES EN EL
VDM
Debido a que el ácido okadaico y sus derivados
prácticamente no absorben a las longitudes de ondas
del espectro visible y ultravioleta, todos los métodos
desarrollados para la cuantificación de las toxinas
presentes en el VDM utilizan la técnica de
derivatización precolumna, ligando un cromóforo a
la función carboxilo de estos compuestos. De preferencia el cromóforo utilizado es fluorescente, para
aumentar la sensibilidad del método, formando así
un éster fluorescente. El primer cromóforo descrito
fue el 9-antrildiazometano (ADAM) (Lee et al.,
1987). Otros reactivos de derivatización también han
sido descritos en publicaciones posteriores
(Allenmark et al., 1990; Luckas, 1992; Dickey et al.,
1993; Marr et al., 1994) pero hasta ahora ninguno ha
presentado una selectividad y sensibilidad equivalentes a la del ADAM, por lo cual es el más frecuentemente utilizado (Quilliam, 1995). En nuestro laboratorio utilizamos básicamente este procedimiento, que
describiremos a continuación, incluyendo variantes
en la extracción, limpieza de los extractos y del complejo derivatizado, en la corrida de HPLC y en el uso
de la columna de fase reversa. Todas estas modificaciones deben ser consideradas como una mezcla entre el método descrito originalmente por Lee et al.
(1987) y posteriormente modificado por Quilliam
(1995).
A. Extracción de toxinas del VDM de muestras de
moluscos para ser inyectadas en el HPLC
1. Se homogeniza 1 g de hepatopancreas, limpio con
agua, escurrido y secado en papel absorbente, con
4 ml de metanol al 80% utilizando un
Biohomogenizer (M 133/2280) ESGE (BIOSPEC
Products, Inc.) durante 30 s, dos veces, con intervalos de 30 s.
2. Se sonica 30 s en baño sonicador dos veces con
30 s de intervalo.
3. Se centrifuga a 2500 rpm durante 5 min.
4. Se toman 2.5 ml del sobrenadante y se le agregan
2.5 ml de éter de petróleo (EP), agitando con
vórtex.
5. Se centrifuga a 2500 rpm durante 3 min para se-
65
parar fases, descartándose la fase del EP.
6. A la fase inferior (metanólica) se le añaden otros
2.5 ml de EP y se repite el punto 5.
7. A la fase metanólica resultante se le agregan: 1
ml de ácido acético al 0.2% y 4 ml de
diclorometano 100% (CH2CL2), y luego se agita
en vórtex.
8. Se centrifuga a 2500 rpm durante 3 min y se guarda
la fase del diclorometano (inferior). No descartar
la fase superior, ya que ésta se vuelve a extraer.
9. La fase acuosa (fase superior) se reextrae con 4
ml de diclorometano repitiendo el punto 8.
10.Se juntan las dos fases de diclorometano y se completa hasta 10 ml con el mismo solvente.
11.Se toma 1 ml y se coloca en frascos ámbar; luego
se evapora hasta sequedad a 40 ºC (al baño maría
o en placa caliente) en corriente de nitrógeno gaseoso.
12.A este material seco se le agregan 200 µl de solución ADAM al 0.1%, recién preparada, y se incuba por una hora a 25 ºC en la obscuridad.
B. Derivatización de estándares con ADAM
1. Se prepara una solución de ADAM al 0.1% disolviendo 0.5 mg de ADAM. Se pesa en tubo ámbar previamente tarado. Agregar a esta cantidad
100 µl de acetona (pa) y 400 µl de metanol (pa),
y guardar a -20 ºC.
2. Se preparan los estándares de AO y de DTX1
disolviendo 1 mg en 2 ml de acetato de etilo (pa);
se fracciona pipeteando 4 µl de la solución de tal
manera que queden 2 µg de toxina estándar por
tubo ámbar; se evapora el solvente a sequedad a
40 ºC (placa caliente) y en corriente de nitrógeno
gaseoso. Los tubitos se guardan bien cerrados a
-20 ºC.
3. A los 2 µg de AO o DTX1 secos se le agregan
100 µl de la solución de ADAM al 0.1% (preparada en el mismo día según el punto 1); se agita
suavemente y se deja reaccionar durante una hora
en la obscuridad a 25 ºC. Se seca a 40 ºC bajo
corriente de nitrógeno y se limpia a través de un
cartucho Sep-Pak (Silica cartridges, Waters,
Millipore).
CAPÍTULO 2: I DENTIFICACIÓN Y CUANTIFICACIÓN DE TOXINASPOR HPLC
66
C. Derivatización de extractos de muestras con
ADAM
E. Preparación de extractos de muestras de
fitoplancton (silvestre o en cultivo)
1. Se procede de la misma forma que con los
estándares, pero utilizando el doble de cantidad
de solución ADAM al 0.1%. Es decir, se agregan
200 µl de solución para realizar la derivatización.
Se toma la muestra de plancton como se describió anteriormente para muestras de VPM. A esta
muestra, se le agregan 1 ml de HCl 0.01 N frío y 2
ml de mezcla de Cloroformo/Metanol (1:1, v/v) previamente preparada. Agitar en vórtex durante 30 s,
sonicar en sonicador de baño durante 30 s, hacer una
pausa de 30 s y volver a sonicar. Centrifugar a baja
velocidad 2500 rpm durante 5 min, y separar las fases. La fase orgánica, que contiene las toxinas, se
guarda en hielo. Volver a extraer la fase acuosa con
0.5 ml de mezcla cloroformo/metanol (1:1) y se repite todo el proceso. Se juntan las fases orgánicas, se
evapora la mezcla cloroformo/metanol, al baño maría a 50 ºC, agregando nitrógeno gaseoso o evaporando en evaporador centrífugo. A este extracto seco
se agregan 100 µl de solución ADAM al 0.1%, y se
incuba durante una hora; se limpia por Sep-Pack y se
inyectan 10 o 20 µl a la columna para ser separado y
cuantificado por HPLC. En el caso de fitoplancton
de cultivos, tomar una alícuota que contenga aproximadamente 105 células, centrifugar a 4000 rpm durante 5 min y aplicar al pellet celular el mismo procedimiento de extracción descrito anteriormente para
muestras de plancton natural.
2. Se seca finalmente la muestra a 40 ºC en corriente de nitrógeno gaseoso para su posterior limpieza por Sep-Pak.
D. Limpieza de estándares y muestras derivatizadas
con ADAM, usando Sep-Pack
1. La muestra derivatizada y secada en corriente de
nitrógeno, se disuelve en 200 µl de diclorometano/
hexano (1:1). Éstos se aplican a un Sep-Pack seco
de sílica de 690 mg. El Sep-Pack debe estar acoplado a una jeringa de vidrio de 10 ml sin émbolo. La muestra se aplica en el centro del Sep-Pack.
Luego se lavan las paredes de la jeringa con 200
µl del mismo solvente, dos veces.
2. Se agregan al Sep-Pack 5 ml de diclorometano/
hexano (1:1), que se aplican con el émbolo. Se
descartan los eluídos. Este solvente sirve para distribuir la muestra aplicada. Es importante, primero, desconectar el Sep-Pack de la jeringa, y segundo, sacar el émbolo y volver a conectar la jeringa al Sep-Pack. Esto se debe realizar cada vez
que se agrega un solvente en el Sep-Pack.
3. A continuación se agregan al Sep-Pack 5 ml de
diclorometano. Se vuelve a descartar el eluído (sirve para lavar el ADAM-AO y derivados que quedan unidos a la resina del Sep-Pack).
4. Se eluye con 10 ml de diclorometano/metanol
(1:1) y se colecta el eluído en un frasco de 30 ml
para conectar en el evaporizador rotatorio a 40
ºC. Evaporar a sequedad.
5. Se disuelve el residuo en 1 ml de metanol, se coloca en un frasco ámbar etiquetado y se inyectan
10 µl de esta muestra en el HPLC (0.02 µg AO o
DTX-1). Esta cantidad es reflejo de la sensibilidad del método, en el rango de 10 pg, para
estándares. Sin embargo esta sensibilidad disminuye en muestras de extractos de moluscos debido al «efecto matriz», que varía según cada muestra y tipo de marisco. La sensibilidad puede llegar a 1-10 ng · g -1 de hepatopáncreas.
F. Equipo Cromatográfico (HPLC)
La técnica descrita se desarrolla en condiciones
isocráticas, con derivatización pre-columna y detección fluorescente en línea, registrando directamente
en un cromatointegrador (C-R6A, Shimadzu) para
el cálculo de áreas. Éste permite el registro del
cromatograma y entrega los tiempos de retención e
integración de áreas de los picos aislados (toxinas).
El equipo de HPLC está compuesto por una bomba de pistón de alta presión (LC-10AS, Shimadzu)
con un inyector Rheodyne 7725i (loop de 20 µl), una
columna de Sílica C18 fase reversa (Supelcosil LC,
SUPELCO, 250 x 4.6 mm, 5 µm) y un detector Fluorescente (RF-551 o RF-535, Shimadzu). La figura 6
muestra un esquema de la conexión de las partes que
forman el equipo de cuantificación de toxinas del
VDM.
En el caso de la DTX3, debido a su alta
lipofilicidad, no es posible analizarla directamente
por HPLC derivatizada con ADAM. Para poder cuantificarla, es necesario primero hidrolizar la DTX3, sacándole el ácido graso de la posición R2 y transfor-
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
67
Fig. 6. Esquema ilustrativo del equipo de HPLC-FLD necesario para cuantificar toxinas presentes en el VDM, utilizando la técnica
de derivatización pre-columna.
mándola en un derivado de AO menos lipofílico (Ver
Fig. 5).
La concentración de las toxinas se determinan
comparando las áreas de los picos de cada toxina
derivatizada en las muestras con las áreas de los picos de los estándares analíticos derivatizados de cada
toxina. El AO y la DTX1 se encuentran comercialmente disponibles.
G. Condiciones de la corrida cromatográfica para
VDM
1. Columna: Fase reversa, Supelcosil LC (C18) 4.6
x 250 mm, 5 µm.
2. Fase Móvil: Elución isocrática con acetonitrilo/
metanol/agua 8:1:1, a temperatura ambiente, equilibrada 30 min con la fase móvil con velocidad de
flujo de 1 ml/min.
3. Detección: Por fluorescencia, longitud de onda
de excitación 365 nm; de emisión 415 nm.
4. Lavar la columna al finalizar el trabajo con metanol
puro durante 20 min. Guardar la columna en
metanol al 70%.
Debido a la alta sensibilidad del método, es posible cuantificar las toxinas y determinar el perfil
toxicológico de muestras de fitoplancton, sean éstas
colectadas en ambientes naturales o provenientes de
cultivos en condiciones controladas de laboratorio.
Esta técnica es la única que permite conocer la composición de las toxinas presentes en el VDM.
APLICACIONES
Al igual que en la técnica usada para las toxinas
del VPM, los parámetros a medir son:
- Tiempos de Retención (Rt)
- Área integral de fluorescencia de cada pico. Ésta
última corresponde a la cantidad en MASA de
cada toxina esterificada con ADAM. Por esta razón esta técnica es un análisis químico y no un
ensayo.
La figura 7 muestra un cromatograma típico de
una corrida que presenta la cuantificación de AO y
DTX1, ambos derivatizados con ADAM, presentes
en un extracto de hepatopáncreas del bivalvo
Aulacomya ater . El registro corresponde al
cromatograma original obtenido por el
cromatointegrador.
De forma análoga es posible medir la presencia
de estas toxinas en muestras de microalgas en cultivo o en poblaciones naturales. Utilizando la técnica
de extracción descrita anteriormente, fue posible medir la presencia de AO y DTX1 en muestras de
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
69
El episodio canadiense podría haberse considerado como un caso aislado. Sin embargo a fines del
verano de 1991 ocurrió en la bahía de Monterey, cerca de San Francisco (California), una mortandad inexplicable de pelícanos y cormoranes. Posteriormente
se identificó al AD como la ficotoxina responsable
de las intoxicaciones masivas, y a la diatomea
Pseudo-nitzschia australis como la microalga asociada a esta intoxicación (Fritz et al., 1992; Work et
al., 1993; Buck et al., 1992; Garrison et al., 1992).
Se identificó como vector de la toxina a las anchovetas,
presa habitual de las aves intoxicadas, que presentaron un contenido de hasta 100 µg AD · g -1 de carne.
En Octubre de 1991, se observaron síntomas de
intoxicación por AD cuando se realizaban bioensayos
de ratón con extractos de muestras de navajuela
(Siliqua patula) colectadas en la costa de Oregón
(EE UU). El análisis posterior por HPLC demostró
que las muestras tenían niveles de aproximadamente
100 µg AD · g -1 de carne (Loscutoff, 1992). Posteriores muestreos del programa de monitoreo revelaron que esta toxina se encontraba distribuída desde
el norte de California hasta las costas del estado de
Washington. Después de estos episodios tóxicos, se
produjo una alerta sobre el problema, tanto en EstaCH 3
CH3
COOH
H
N
H
H3C COOH
COOH
COOH
H3C
C H3
C H3
H3 C
COOH
N
H
HOOC
COOH
C H3
N
H
COOH
CH2
COOH
COOH
A. Isodomoico B
A. Isodomoico A
HOOC
COOH
C5'-Diastereomero
A. Domoico
COOH
N
H
H COOH
H3C
COOH
CH3
COOH
CH3
N
H
N
H
COOH
A. Isodomoico C
COOH
A. Isodomoico D
COOH
H3C
CH3
C H3
COOH
N
H
COOH
A. Isodomoico E
COOH
H 3C
COOH
N
H
COOH
A. Isodomoico F
Fig. 9. Componentes del veneno amnésico. Isómeros del ácido
domoico.
dos Unidos como en el resto mundo. Se reportaron
especies del género Pseudo-nitzschia productoras
de AD en el Golfo de México (Dickey et al., 1992),
Dinamarca, Nueva Zelanda y en varios países europeos.
T OXINAS
DEL
VAM
Sin duda el componente principal y mayoritario
del VAM es el AD. Sin embargo se han descritos por
lo menos 6 isoformas (isómeros A-F) del domoico,
denominados isodomoicos, que aparecen en extractos de las distintas especies de microalgas aisladas
(Fig. 9). No todos presentan la misma toxicidad en el
bioensayo de ratón, y tan sólo los isómeros D y F son
tan tóxicos como el AD (Wright et al ., 1990;
Hampson et al., 1992).
T OXICOLOGÍA
El mecanismo de acción fisiológica de esta toxina, al igual que en el caso de las toxinas paralizantes,
se encuentra totalmente dilucidado. El efector
molecular del AD es el receptor del ácido glutámico
acoplado al canal de calcio en la membrana de las
neuronas del sistema nervioso central. El AD es un
agonista del receptor de glutamato y se une con mayor afinidad al receptor de glutamato sensible a
quiscuálico (quisqualate type) (Takemoto, 1978;
Stewart et al., 1990; Hampson et al., 1992). La acción del AD al unirse a este receptor, se traduce en
un sostenido aumento de iones calcio (Ca +2) en el
citosol de la neurona, lo que conduce finalmente a la
muerte neuronal. Así pues, el AD es un amino ácido
análogo de un neurotransmisor excitatorio, por lo tanto, es una neurotoxina cuya acción se localiza en el
sistema nervioso central. Por su acción también se
asemeja a otra toxina producida por plantas, el ácido
kaínico (Hampson & Wenthold, 1988). Sin embargo
el AD produce una respuesta fisiológica tres veces
más potente que el ácido kaínico y cien veces más
potente que el ácido glutámico, por lo que es mucho
más destructivo a nivel neuronal (Briscoe et al., 1975,
1976; Coyle, 1983). El daño neuronal producido se
localiza en las neuronas del hipocampo, en la corteza cerebral, y está asociado con la pérdida de memoria (Sutherland et al., 1990; Teitelbaum, et al., 1990;
Petrie et al., 1991).
CAPÍTULO 2: I DENTIFICACIÓN Y CUANTIFICACIÓN DE TOXINASPOR HPLC
70
MÉTODO DE HPLC PARA
TOXINAS DEL VAM
LA DETECCIÓN DE LAS
Products, Inc.). Se homogeniza durante 30 s, dos
veces, con un intervalo de 30 s.
El método más usado para la detección y
cuantificación de AD es la cromatografía líquida de
alta resolución (HPLC). Esto se debe fundamentalmente a que el bioensayo de ratón presenta una sensibilidad (donde se comienzan a observar síntomas)
de aproximadamente 40 µg AD · g -1 de peso húmedo
de carne de marisco. Esta concentración es el doble
de la aceptada como nivel de regulación, 20 µg AD ·
g -1 de carne, a partir de lo cual se recomienda prohibir la recolección y consumo de moluscos.
2. Se sonica 30 s en baño sonicador, dos veces, con
30 s de intervalo.
Desde que se desarrolló el primer método para
detección de AD (Quilliam et al., 1989), se han descrito más de doce procedimientos diferentes para
HPLC. La mayoría aplica la detección por ultravioleta
(UV), aprovechando que el AD presenta una buena
absorción a 242 nm. Sin embargo, también se han
descrito métodos de detección fluorescente, utilizando derivatización pre-columna con el cromóforo 9fluorenylmethoxycarbonyl chloride (FMOC-Cl). Este
último presenta una mayor sensibilidad (15 pg · ml -1,
Pocklington et al., 1990) que el de detección por UV.
Sin embargo, si se utiliza como detector un arreglo
de diodo, la sensibilidad del método por UV mejora
notablemente, acercándose mucho a la sensibilidad
del método de derivatización pre-columna.
6. A la fase inferior se le vuelve a agregar 2.5 ml de
EP y se repite el punto 5.
Es importante destacar que el método con detección al UV, tanto por su simpleza como por su sensibilidad (1000 veces más sensible que los niveles de
regulación), es el método más utilizado y normalmente requerido para la detección de AD en
moluscos.
MÉTODO
DE
HPLC
CON DETECCIÓN ULTRAVIOLETA
En nuestro laboratorio, este es el método empleado con más frecuencia para seguimientos y para análisis preliminares. A continuación se describe la técnica, incluyendo los pasos de la extracción, la corrida del HPLC y el uso de la columna de fase reversa.
3. Se centrifuga a 2500 rpm durante 5 min.
4. Tomar 2.5 ml del sobrenadante (corresponde a 1/4
de la muestra), agregarle 2.5 ml de éter de petróleo (EP), y agitar con vórtex.
5. Se centrifuga a 2500 rpm durante 3 min para
separar las fases, y se descarta la fase del EP.
7. La fase metanólica (fase inferior) resultante se
concentra a un cuarto del volumen original con
un vaporizador centrífugo (Savant, SC 210 A) y
se inyectan 10 o 20 µl en la columna
cromatográfica.
B. Cuantificación de ácido domoico por HPLC con
detección UV
1. Columna: Supelcosil LC (C18) 4.6 x 250 mm, 5
µm, a temperatura ambiente, equilibrada 45 min
con la fase móvil.
2. Elución isocrática con acetonitrilo/agua 12:88 v/
v, acidificada con 5 ml de H3PO4 500 mM, pH
2.5-3.0, previamente desgasificado sonicando con
vacío parcial. La corrida se realiza a una velocidad de flujo de 1 ml/min. La detección se realiza
por UV a 242 nm. Se recomienda un detector de
arreglo de diodos, realizando espectros entre 220
y 300 nm para identificar el ácido domoico.
3. Lavar la columna al finalizar el trabajo con 50 ml
de metanol al 50%. Guardar la columna en
metanol al 50%.
MÉTODO DE HPLC
CON DERIVATIZACIÓN PRE-
COLUMNA Y DETECCIÓN FLUORESCENTE
A. Extracción de toxinas del VAM de muestras de
moluscos para HPLC
A. Derivatización de estándares o extractos con
FMOC-Cl
1. Se homogenizan 10 g de carne de molusco, lavados, escurridos y secados con papel absorbente,
con 8 ml de metanol al 50%, utilizando un
Biohomogenizer (M 133/2280) ESGE (BIOSPEC
Este procedimiento, 50-100 veces más sensible,
se recomienda para muestras de fitoplancton. Aquí
indicaremos como se realiza en nuestro laboratorio
la técnica de Pocklington et al. (1990).
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
1. Se prepara una solución de FMOC-Cl (Aldrich
Chemical Co., Milwaukee, WI) 11.5 mM. Se disuelven 30 mg de FMOC-Cl en 10 ml de
acetonitrilo. Se divide en fracciones de 2 ml en
viales con tapa de rosca hermética y se guardan
en atmósfera de nitrógeno en desecador a -20 ºC.
2. Se prepara un tampón borato 1 M, pH 6.2; se
disuelven 2 g de ácido ortobórico (BH303) en 25
ml de agua desionizada y desmineralizada, se ajusta a pH 6.2 con hidróxido de sodio (OH Na) 1M y
se lleva a un volumen final de 30 ml.
3. Reacción de derivatización: En un tubo de vidrio
de 5 ml, muy bien lavado y seco, se mezclan a
temperatura ambiente 200 µl de estándares o extracto de muestra y 50 µl de tampón (pH 6.2).
Como estándar interno se puede emplear también
ácido dihidrokaínico (10 µl de una solución 100 µg
· ml -1 en acetonitrilo al 10% (DHKA, Sigma
Chemical Co., St. Louis, MO). Finalmente se agregan 250 µl del cromóforo FMOC-Cl. Mezclar con
vórtex, esperar 50 s y agregar 500 µl de etil
acetato; mezclar en vórtex, y volver a esperar 50
s. Se producen dos fases; remover la de arriba
(fase orgánica) y eliminar. Volver a lavar con 500
µl de etil acetato, mezclar con vórtex, esperar 30
s por la formación de fases, y descartar la fase
orgánica. Inyectar 10-20 µl de la fase acuosa al
HPLC.
B. Extractos de muestras de fitoplancton
Se toma la muestra de plancton utilizando una
red de 20 µm de apertura de malla y se obtiene el
material pasando suavemente una espátula por la superficie de la red utilizada. Se pesa el plancton obtenido en un tubo cónico de 12 ml previamente tarado.
Es importante obtener al mismo tiempo una muestra
con botella para recuento de células. De esta forma
se puede, posteriormente, expresar los resultados por
célula. Se utilizan 0.5 g de plancton húmedo o el equivalente a 2 · 105 células si la muestra es natural, o 15 · 105 células filtradas de cultivo. Se emplean filtros
de 0.22 µm y se agregan, al pellet celular o a los
filtros, 3 ml de metanol al 50%. Agitar en vórtex durante 30 s, sonicar en sonicador de baño 30 s, esperar 30 s y volver a sonicar. Centrifugar a baja velocidad, 4000 rpm durante 5 min, y separar el
sobrenadante. Repetir la extracción del pellet con 2
ml, y luego juntar los sobrenadantes obtenidos.
Extraer la fase metanólica con 3 ml de clorofor-
71
mo; agregar además 2 ml de agua para hacer fases,
tan sólo si fuese necesario. Se juntan las fases acuosas, se evapora de la fase acuosa los restos de cloroformo/metanol al baño maría a 50 ºC, agregando nitrógeno gaseoso o evaporando en vaporizador centrífugo. No se evapora a sequedad. Este extracto acuoso es el que se utiliza para la derivatización.
C. Equipo Cromatográfico (HPLC)
La técnica se desarrolla en condiciones
isocráticas, con derivatización pre-columna y detección fluorescente en línea. Los datos se registran directamente en un computador para obtención del
cromatograma y el cálculo de áreas. Esto permite el
registro de los tiempos de retención y la integración
de las áreas de los picos aislados que corresponden a
las toxinas.
El equipo de HPLC está compuesto por una bomba de pistón de alta presión (LC-10AS, Shimadzu)
con un inyector Rheodyne 7725i (loop 20 µl), una
columna de Sílica C18 fase reversa (Supelcosil LC,
SUPELCO, 250 x 4.6 mm, 5 µm) y un detector Fluorescente (RF-551 o RF-535, Shimadzu).
D. Condiciones de la corrida cromatográfica
1. Columna: Fase reversa, Sílica C18 (250 x 4.6 mm,
5 µm (Supelcosil LC, SUPELCO)
2. Fase Móvil: Velocidad de flujo de 1 ml · min -1 .
Las condiciones para la separación de ácido
domoico son:
Isocrático: Realizar a temperatura ambiente.
Acetonitrilo: Agua (4:6 v/v) + 0.1% Trifluor acético
(TFA) en agua.
Gradiente lineal: Recomendable a 50 ºC. Bomba
A = 0.1% Trifluor acético (TFA) en agua. Bomba B
= acetonitrilo + 0.1% Trifluor acético (TFA) en agua.
- Programa de Gradiente. Iniciar 100% A. Después de equilibrar el sistema (20 min), llevar desde 0-5 min a 30% B, en 15 min (desde 5-20 min)
llevar desde 30% a 50% B, luego llevar a 100%
B en 4 min (de 20 a 24 min), mantener durante 2
min en 100% B, luego volver en gradiente a 100%
A en 3 min (de 26 a 29 min). Finalmente dejar 15
min en 100% A para equilibrar y volver a inyectar.
3. Detección: Fluorescente, Excitación 264 nm, Emi-
CAPÍTULO 2: I DENTIFICACIÓN Y CUANTIFICACIÓN DE TOXINASPOR HPLC
72
sión 313 nm.
APLICACIONES
Al igual que con la técnica usada para las toxinas
del VPM y VDM, los parámetros a medir son:
600
500
Área integral de fluorescencia de cada pico, la
cual corresponde a la cantidad en masa de cada toxina derivatizada con FMOC-Cl. Por esta razón esta
técnica es un análisis químico y no un ensayo. En el
caso de la detección directa al UV, la absorción está
directamente asociada a la cantidad en masa de ácido domoico. En el de fluorescencia la masa se relaciona a la fluorescencia emitida por el cromóforo
unido al AD en una relación equimolar.
La figura 10 muestra un cromatograma típico de
una corrida que presenta la cuantificación de la toxina AD en un extracto del bivalvo filtrador Mytilus
edulis (chorito o mejillón). La detección de la toxina
se realizó utilizando el método de absorbancia a 242
nm. En esta muestra sólo se detectó AD, que se corresponde con el pico que presenta un tiempo de retención de 18.90 min. La cantidad de AD detectada
es de 30 ng.
El cromatograma corresponde al registro original obtenido con la conexión directa del detector UV
con una interfase y un computador.
En forma análoga es posible medir la presencia
de esta toxina en muestras de microalgas en cultivo
o de poblaciones naturales colectadas en muestras
130
(27097 G. Rol)
UV 242 (3)
Shf 0 Fil 1
A.D.
Área (mv./ s)
Tiempos de Retención (Rt)
400
300
200
100
0
0
200
400
600
800
1000
Nanogramos Ac. Domoico
Fig. 11. Curva de calibración para cuantificación del ácido
domoico por HPLC.
de agua, para lo cual se sugiere la técnica de extracción descrita anteriormente.
En la figura 11, se muestra la gráfica de calibración que permite cuantificar las cantidades de AD en
cualquier tipo de muestra, utilizando el método de
absorbancia a 242 nm. La gráfica demuestra que esta
detección es lineal en un rango de 0-1000 ng de AD,
demostrando una sensibilidad de 5-10 ng. Ambos resultados califican a éste como un excelente método
para los niveles regulatorios ya que tiene una sensibilidad de detección 1000-2000 veces menor que los
niveles pautados.
NIVELES REGULATORIOS
DEL
VAM
Los niveles permitidos para consumo humano en
Canadá y en la Unión Europea no deben sobrepasar
20 µg de AD por g de peso húmedo de carne de marisco.
BIBLIOGRAFÍA
0.0
2.7 5.4 8.1 10.0 13.5 16.2 18.9 21.6 24.0 27.0
(Min)
Fig. 10. Cromatograma de separación de ácido domoico. Método de absorbancia a 242 nm
Alvito, P., I. Sousa, P. Falcao, S. Franca & N. Lagos, 1997.
Further studies on the bacteria isolated from PSP
producing dinoflagellates. In VIII International
Conference on Harmful Algae. Vigo, Abstracts: 24.
Allenmark, S., M. Chelminska-Bertilsson & R.A.
Thompson, 1990. N-(9-acridinyl)-bromoacetamide a powerful reagent for phase-transfer-catalysed
fluorescence labeling of carboxylic acids for liquid
chromatography. Anal. Biochem. 185: 279-85.
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
Anderson, D.M., 1994. Red Tides. Scientific American,
August: 52-58.
Andrinolo, D., N. Santinelli, S. Otaño, V. Sastre & N. Lagos, 1999. Paralytic shellfish toxins in mussels and
Alexandrium tamarense at Valdés Peninsula, Chubut,
Patagonia Argentina: kinetic of a natural depuration.
J. Shellfish Res. 18: 203-209.
Azevedo, S.M.F.O., 1996. Current studies on toxic
cyanobacteria (blue-gree algae) of Brazilian water
bodies. In IV Congreso Latino-Americano de
Ficología. Caxambu, Resúmenes: 62.
Bates, S. S., C.J. Bird, A.S.W. De Freitas, R. Foxall, M.
Gilgan, L.A. Hanic, G.R. Johnson, A.W. McCulloch,
P. Odense, R. Pocklington, M.A. Quilliam, P.G. Sim,
J.C. Smith, D.V. Subba Rao, E.C.D. Todd, J.A. Walter
& J.L.C. Wright, 1989. Pennate diatom Nitzschia
pungens as the primary source of domoic acid, a toxin
in shellfish from Eastern Prince Edward Island,
Canada. Can. J. Fish Aquat. Sci. 46: 1203-1215.
Benavides, H., L. Prado, S. Díaz & J.I. Carreto, 1995. An
exceptional bloom of Alexandrium catenella in the
Beagle Channel, Argentina. In Lassus, P., G. Arzul, E.
Erard-LeDenn, P. Gentien & C. Marcaillou-LeBaut
(eds.), Harmful Marine Algal Blooms. Lavoisier, París: 113-119.
Bialojan, C., & A. Takai, 1988. Inhibitory effect of a
marine-sponge toxin, okadaic acid, on protein
phosphatases. Specificity and kinetics. Biochem. J.
256: 283-290.
Briscoe, T.J., R.H. Evans, P.M. Headley, M.R. Martin &
J.C. Watkins, 1975. Domoic and quisqualic acids as
potent amino acid excitants of frog and rat spinal
neurons. Nature 255: 166-167.
Briscoe, T.J., R.H. Evans, P.M. Headley, M.R. Martin &
J.C. Watkins, 1976. Structure-activity relations of
excitatory amino acids on frog and rat spinal neurones.
Br. J. Pharmacol. 58: 373-382.
Buck, K., R.Uttal-Cooke, C.H.Pilskaln, D.L.Roelke, M.C.
Villac, G.A. Fryxell, L. Cifuentes & F.P. Chavez, 1992.
Autoecology of the diatomPseudo-nitzschia australis
Frenguelli, a domoic acid producer, from Monterey
Bay, California. Mar. Ecol. Prog. Ser. 84: 293-302.
Carmichael, W.W., 1996. Liver failure and human deaths
at a haemodialysis centre in Brazil: microcystins as a
major contributing factor. Harmful Algae News, IOC
of UNESCO 15: 11.
Carreto, J.I., C. El Busto, H. Sancho, M.O. Carignan, A.D.
Cucchi-Colleoni, S.G.de Marcos & A. Fernández,
1993. An exploratory analysis of the Mar del Plata
shellfish toxicity area (1980-1990). In Smayda T.J. &
Y. Shimizu (eds.), Toxic Phytoplankton Blooms in the
Sea. Elsevier, Amsterdam: 377-382.
Carreto, J.I., C. El Busto, H. Sancho, M.O. Carignan, T.
Yasumoto & Y. Oshima, 1996. Comparative studies
on paralytic shellfish toxin profiles of marine snails,
mussels and anAlexandrium tamarense isolated from
73
the Mar del Plata coast (Argentina). Rev. Invest. Des.
Pesq. 10: 101-107
Cohen, P., 1989. The structure and regulation of protein
phosphatases. Ann. Rev. Biochem. 58: 453-508.
Cohen, P., C.F.B. Holmes & Y. Tsukitani, 1990. Okadaic
acid: a new probe for the study of celular regulation.
Trends Biochem. Sci. 15: 98-102.
Compagnon, D., G. Lembeye, N. Marcos, N. Ruiz-Tagle
& N. Lagos, 1998. Bioaccumulation of PSP toxins in
bivalve Aulacomya ater and two carnivorous
gastropods Concholepas concholepas and
Argobuccinum ranelliformes during Alexandrium
catenella bloom in southern Chile. J. Shellfish Res.
17: 67-74.
Coyle, J.T., 1983. Neurotoxic action of kainic acid. J.
Neurochem. 41: 1-11.
Dickey, R.W., G.A. Fryxell, H.R. Granade & D. Roelke,
1992. Detection of the marine toxins okadaic acid and
domoic acid in shellfish and phytoplankton in the Gulf
of Mexico. Toxicon 30: 355-559.
Dickey, R.W., H.R. Granade & F.A. Bencsath, 1993.
Improved analytical methodology for the derivatization
and HPLC-fluorometric determination of okadaic acid
in phytoplankton and shellfish. In Smayda, T.J. & Y.
Shimizu (eds.), Toxic Phytoplankton Blooms in the
Sea. Elsevier, Amsterdam: 495-499.
Epstein, P.R., T.E. Ford & R.R. Colwell, 1993. Marine
ecosystems. Lancet 342: 1216-1219.
Fallon, A., R.F.G. Booth & L.D. Bell, 1987. Applications
of HPLC in Biochemistry. In Burdon, R.H. & P.H. van
Knippenberg (eds.), Laboratory Techniques in
Biochemistry and Molecular Biology. Elsevier,
Amsterdam: 1-338.
Fernández, M. L., A. Míguez, E. Cacho & A. Martínez,
1996. Detection of okadaic acid esters in the hexane
extracts of Spanish mussels. Toxicon 34 (3): 381-387.
Franca, S., L. Pinto, P. Alvito, I. Sousa, V. Vasconcelos &
J.G. Doucette, 1996. Studies on prokaryotes associated
with PSP producing dinoflagellates. In Yasumoto, T.,
Y. Oshima & Y. Fukuyo (eds.), Harmful and Toxic
Algal Blooms. IOC of UNESCO: 347-350.
Franco, J.M. & P. Fernández, 1993. Separation of PSP
toxins by reversed phase high performance liquid
chromatography, with postcolumn reaction and
fluorimetric detection. Chromatographia 35: 613-620.
Fritz, L., M.A. Quilliam, J.L.C. Wright, A.M. Beale &
T.M. Work, 1992. An outbreak of domoic acid
poisoning attributed to the pennate diatom Pseudonitzschia australis . J. Phycol. 28: 430-442.
Fujiki, H., M. Suganuma, H. Suguri, S. Yoshizawa, K.
Takagi, N. Uda, K. Wakamatsu, K. Yamada & M.
Murata, 1988. Diarrhetic shellfish toxin,
dinophysistoxin-1, is a potent tumor promoter on
mouse skin. Jpn. J. Cancer Res. 79: 1089-1093.
Garrison, L.D., S.M. Conrad, P.P. Eilers & E.M. Waldron,
1992. Confirmation of domoic acid production by
CAPÍTULO 2: I DENTIFICACIÓN Y CUANTIFICACIÓN DE TOXINASPOR HPLC
74
Pseudo-nitzschia australis (Bacillariophyceae)
cultures. J. Phycol. 28: 604-607.
Guo, X., A. Uehara, A. Ravindran, S.H. Bryant, S. Hall &
E. Moczydlowski, 1987. Kinetic basis for insensitivity
to tetrodotoxin and saxitoxin in sodium channels of
canine heart and denervated rat skeletal muscle.
Biochemistry 26: 7546-7556.
Guzmán, L., I. Campodónico & M. Antunovic, 1975. Estudios sobre un florecimiento tóxico causado por
Gonyaulax catenella en Magallanes. IV. Distribución
y niveles de toxicidad de veneno paralítico de los mariscos (noviembre de 1972-noviembre de 1973). An.
Inst. Pat., Punta Arenas (Chile) 4: 209-223.
Guzmán, L. & G. Lembeye,1975. Estudios sobre un
floreciento tóxico causado por Gonyaulax catenella
en Magallanes. II.- Algunas condiciones hidrográficas
asociadas. An. Inst. Pat., Punta Arenas (Chile) 4: 185195.
Hall, S., G. Strichartz, E. Moczydlowski, A. Ravindran &
P.B. Reichardt, 1990. The saxitoxins; sources,
chemistry, and pharmacology. In Hall, A. & G.
Strichartz (eds.), Marine Toxins: Origin, Structure and
Molecular Pharmacology. American Chemical Society
Symposium series 418, American Chemical Society,
Washington DC: 29-65.
Hallegraeff, G.M. 1993. A review of harmful algal blooms
and their apparent global increase. Phycologia 32: 7999.
Hamano, Y., Y. Kinoshita & T. Yasumoto, 1986.
Enteropathogenity of diarrhetic shellfish toxins in intestinal models. J. Food Hyg. Soc. Jpn. 27: 375-379.
Hampson, D.R. & R.J. Wenthold, 1988. A kainic acid receptor from frog brain purified using domoic acid
affinity chromatography. J. Biol. Chem. 263: 25002505.
Hampson, D.R., X.P. Huang, J.W. Wells, J.A.Walter &
J.L.C. Wright, 1992. Interaction of domoic acid and
several derivatives with kainic acid and AMPA binding
sites in rat brain. Eur. J. Pharmacol., 218: 1-8.
Henderson, R., J.M. Ritchie & G.R. Strichartz, 1973. The
binding of labelled saxitoxin to the Sodium Channel
in nerve membranes. J. Physiol. 235: 783-804.
Hu, T., J. Doyle, D. Jackson, J. Marr, E. Nixon, S. Pleasance,
M.A. Quilliam, J.A. Walter & J.L.C.Wright, 1992a.
Isolation of a new diarrhetic shellfish poison from Irish
mussels. Chem. Commun. 1992, 39-41.
Kat, M., 1979. The occurrence of Prorocentrum species
and coincidental gastrointestinal illness of mussel
consumers. In Taylor, D. & H.H. Seliger (eds.), Toxic
Dinoflagellate Blooms. Elsevier, Amsterdam: 215-220.
Kodama, M., T. Ogata & S. Sato, 1988. Bacterial
production of saxitoxin. Agric. Biol. Chem. 52: 10751077.
Kao, C.Y., C.Y. Suziki, T. Kleinahus & M.J. Siegman,
1966. Vasomotor and respiratory depressant actions
of tetrodotoxin and saxitoxin. Arch. Int. Pharmacod.
T 165: 438-450.
Lagos, N., 1998. Microalgal bloom: a global issue with
negative impact in Chile. Biological Research 31: 375386.
Lagos, N., D. Compagnon, M. Seguel & Y. Oshima, 1996.
Paralytic Shellfish Toxin composition: A quantitative
analysis in Chilean mussels and dinoflagellates. In
Yasumoto, T., Y. Oshima & Y. Fukuyo (eds.), Harmful
and Toxic Algal Blooms. IOC of UNESCO: 121-124.
Lagos, N., D. Compagnon, D. Andrinolo & K. Salas, 1998.
Quantitative analysis of PSP toxicity in the fjord
system of the southern regions of Chile: HPLC
technology. In II Reuniao Ibero-Americana de
Ficología e IV Congresso Latino-Americano de
Ficologia. Caxambu, Actas Vol. I: 51-62.
Lagos, N., H. Onodera, P.A. Zagatto, D. Andrinolo, D.,
S.M.F.Q. Azevedo & Y. Oshima, 1999. The first
evidence of paralytic shellfish toxins in the freshwater
cyanobacterium Cylindrospermopsis raciborskii,
isolated from Brazil. Toxicon 37: 1359-1373.
Lawrence, J.F., C. Menard & C. Cleroux, 1995. Evaluation
of prechromatographic oxidation for liquid
chromatographic determination of Paralytic Shellfish
Poisons in Shellfish. J. AOAC Int. 78: 514-520.
Lee, J.S., T. Yanagi, R. Kenma & T. Yasumoto, 1987.
Fluorometric determination of diarrhetic shellfish
toxins by high-performance liquid chromatography.
Agric. Biol. Chem. Tokyo 51: 877-881.
Lembeye, G., L. Guzmán & I. Campodónico, 1975. Estudios sobre un florecimiento tóxico causado por
Gonyaulax catenella en Magallanes. III.- Fitoplancton
asociado. An. Inst. Pat., Punta Arenas (Chile) 4: 197208.
Lembeye, G., T. Yasumoto, J. Zhao & R. Fernández, 1993.
DSP outbreak in Chilean fjords. In Smayda T.J. & Y.
Shimizu (eds.), Toxic Phytoplankton Bloom in the Sea.
Elsevier, Amsterdam: 525-529.
Long, R.R., J.C. Sargent & K. Hammer, 1990. Paralytic
shellfish poisoning : A case report and serial
electrophysiological observations. Neurology 40:
1310-1311.
Loscutoff, S., 1992. West coast experience - an overview.
Proceedings of the US FDA. Domoic Acid Workshop,
California (USA), February 1992: 125-132.
Luckas, B., 1992. Phycotoxins in seafood - toxicological
and chromatographic aspects. J. Chromatogr. 624: 439456.
Mahmood, N.A. & W.W. Carmichael, 1986. Paralytic
shellfish poisons produced by the freshwater
cyanobacterium Aphanizomenon flos-aquae NH-5.
Toxicon 24: 175-186.
Marr, J.C., L.M. McDowell & M.A. Quilliam, 1994.
Investigation of derivatization reagents for the analysis
of diarrhetic shellfish poisoning toxins by liquid
chromatography with fluorescence detection. Nat.
Toxins 2: 302-311.
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
Moczydlowski, E., S. Hall, S.S. Garber, G.S. Strichartz &
C. Miller, 1984. Voltage-dependent blockade of muscle
Na + channels by guanidinium toxins:effect of toxin
charge. J. Gen. Physiol. 84: 687-704.
Moczydlowski, E., 1987. Kinetic basis for insensitivity
to tetrodotoxin and saxitoxin in sodium channels of
canine heart and denervated rat skeletal muscle.
Biochemistry 26: 7546-7556.
Muñoz, P., S. Avaria, H. Sievers & R. Prado, 1992. Presencia de dinoflagelados tóxicos del géneroDinophysis
en el Seno Aysén, Chile. Rev. Biol. Mar., Valparaíso
27: 187-212.
Murata, M., M. Shimatani, H. Sugitani, Y. Oshima & T.
Yasumoto, 1982. Isolation and structure elucidation
of the causitive toxin of the diarrhetic shellfish
poisoning. B. Jpn. Soc. Sci. Fish. 43: 549-552.
Murata, M., M. Sano, T. Iwashita, H. Naoki & T.
Yasumoto, 1986. The structure of pectenotoxin-3, a
new constituent of diarrhetic shellfish toxins. Agric.
Biol. Chem. 50: 2693-2695.
Murata, M., M. Kumagai, J-S Lee & T. Yasumoto, 1987.
Isolation and structure of Yessotoxin, a novel polyether
compound implicated in diarrhetic shellfish poisoning.
Tetrahedron Lett. 28: 5869-587.
Ohfune, Y. & M. Tomita, 1982. Total synthesis of domoic
acid. A revision of the original structure. J. Amer.
Chem. Soc. 104: 3511-3513.
Onodera, H., Y. Oshima, M.F. Watanabe, M. Watanabe,
C.J. Bolch, S. Blackburn & T. Yasumoto, 1996.
Screening of paralytic shellfish toxins in freshwater
cyanobacteria and chemical confirmation of the toxins
in cultured Anabaena circinalis from Australia. In
Yasumoto, T., Y. Oshima & Y. Fukuyo (eds.), Harmful
and Toxic Algal Blooms. IOC of UNESCO: 563-566.
Onodera, H., M. Satake, Y. Oshima, T. Yasumoto & W.W.
Carmichael, 1997. New saxitoxin analogues from the
freshwater filamentous cyanobacterium Lyngbya
wollei. Nat. Toxins 5: 146-151.
Oshima, Y., K. Sugino & T. Yasumoto, 1989. Latest
advances in HPLC analysis of paralytic shellfish
toxins. In Natori, S., K. Hashimoto & Y. Ueno (eds.),
Mycotoxins and Phycotoxins. Elsevier, Amsterdam:
319-326.
Oshima, Y., 1995. Postcolumn derivatization liquid
chromatographic method for paralytic shellfish toxins.
J. AOAC. Int. 78: 528-532.
Perl, T., L. Bédard & R. Remis, 1987. Intoxication
following mussel ingestion in Montreal. Can. Dis.
Wkly. Rep. 13: 224-226.
Petrie, B.F., C. Pinsky, N.M. Standish, R. Bose & G.B.
Glavin, 1991. Parenteral domoic acid impairs spatial
learning in mice. Pharmacol. Biochem. Be. 41: 211214.
Pocklington, R., F.E. Milley, S.S. Bates, C.J. Bird, A.S.W.
De Freitas & M.A. Quilliam, 1990. Trace
determination of domoic acid in seawater and plankton
75
by high-performance liquid chromatography of the
fluorenylmethoxycarbonyl (FMOC) derivative. Int. J.
Environ. An. Chem. 38: 351-368.
Proença, L.A., L. Rörig, M. Silva, S. Guimaraes & N.
Lagos, 1997. PSP outbreak in Brazil. Harmful Algae
News 16, IOC of UNESCO: 1-3.
Proença, L.A., L. Rörig, M.A. Barreiro & N. Lagos, 1998.
A possible case of diarrhetic shellfish poisoning in
Santa Catarina, Southern Brazil. In IV Congresso Latino-Americano de Ficologia. Caxambu, Anais Vol.
II: 257-263.
Proença, L.A., N. Lagos, L. Rörig, M. Silva & S.
Guimaraes, 1999. Occurrence of paralytic shellfish
toxins - PSP in southern Brazilian waters. Ciencia e
Cultura 51: 16-21.
Quilliam, M.A, P.G. Sim, A.W. McCulloch & A.C.
McInnes, 1989. High-performance liquid
chromatography of domoic acid, a marine neurotoxin,
with application to shellfish and plankton. Int. J.
Environ. An. Chem. 36: 139-154.
Quilliam, M.A., 1995. Analysis of diarrhetic shellfish
poisoning toxins in shellfish tissue by liquid
chromatography with fluorometric and mass
spectrometric detection. J. AOAC. Int. 78: 555-570.
Quilliam, M.A., 1998. Liquid chromatography-mass
spectrometry: a universal method for the analysis of
toxins?. In Reguera, B., J. Blanco, M.L. Fernández &
T. Wyatt (eds.), Harmful Algae. Xunta de Galicia and
IOC of UNESCO Publishers: 509-514.
Rivas, M., C. García, J.L. Liberona & N. Lagos, 2000.
Biochemical characterization and inhibitory effects of
dinophysistoxin-1, okadaic acid and microcystine LR on protein phosphatase 2A purified from the mussel
Mytilus chilensis. Biol. Res. 33: 197-206.
Sommer, H. & K.F. Meyer, 1937. Paralytic shellfish
poisoning. Arch. Pathol. 24: 560-598.
Strichartz, G. 1984. Structural determinants of the affinity
of saxitoxin sodium channel. J. Gen. Physiol. 84: 281305.
Stewart, G.R., C.F. Zorumski, M.T. Price & J.W. Olney,
1990. Domoic acid: A dementia-inducing excitotoxic
food poison with kainic acid receptor specificity. Exp.
Neurol. 110: 127-138.
Subba Rao, D.V., M.A. Quilliam & R. Pocklington, 1988.
Domoic acid - A neurotoxic amino acid produced by
the marine diatom Nitzschia pungens in culture. Can.
J. Fish. Aqu. Sci. 45: 2076-2077.
Suganuma, M., H. Fujiki, H. Suguri, S. Yoshizawa, M.
Hirota, M. Nakayasu, M. Ojika, K. Wakamatsu, K.
Yamada & T. Sugimura, 1988. Okadaic acid: an
additional non-phorbol-12-tetradecanoate 13-acetatetype tumor promoter. P. Natl. Acad. Sci., USA 85:
1768-1771.
Sullivan, J.J. & W.T. Iwaoka, 1983. High pressure liquid
chromatographic determination of toxins associated
with paralytic shellfish poisoning. J. AOAC. Int. 66:
CAPÍTULO 2: I DENTIFICACIÓN Y CUANTIFICACIÓN DE TOXINASPOR HPLC
76
297-303
Sullivan, J.J., M.M. Wekell & L.L. Kentala, 1985.
Application of HPLC for the determination of PSP
toxins in shellfish. J. Food Sci. 50: 26-29.
Sutherland, R.J., J.M. Hoesing & I.Q. Whishaw, 1990.
Domoic acid, and environmental toxin, produces
hipocampal damage and severe memory impairment.
Neurosci. Lett. 120: 221-223.
Takemoto, T. & K. Daigo, 1958. Constituents ofChondria
armata. Chem. Pharm. Bull. 6: 578-580.
Takemoto, T., 1978. Isolation and structural identification
of naturally occurring excitatory amino acids. In
McGeer, E.G., J.W. Olney & P.L. McGeer (eds.),
Kainic acid as a tool in neurobiology. Raven Press,
New York: 1-15.
Teitelbaum, J.S., R.J. Zatorre, S. Carpenter, D. Gendron,
A.C. Evans, A. Gjedde & N.R. Cashman, 1990.
Neurologic sequelae of domoic acid intoxication due
to the ingestion of contaminated mussels. N. Engl. J.
Med. 322: 1781-1787.
Terao, K., E. Ito, T. Yanagi & T. Yasumoto, 1986.
Histophatological studies on experimental marine toxin
poisoning. I. Ultrastructural changes in the small
intestine and liver of suckling mice induced by
dinophysistoxin 1 and pectonotoxin 1. Toxicon 24:
1141-1151.
Thielert, G., I. Kaiser & B. Luckas, 1991. HPLC
determination of PSP toxins. In Fremy J.M. (ed.), Actes
du Colloque sur les Biotoxines Marines. C.N.E.V.A.,
París: 121-125.
Tripuraneni, J., A. Koutsouris, L. Pestic, P. De Lanerolle
& G. Hecht, 1997. The toxin of Diarrheic Shellfish
Poisoning, Okadaic Acid, increases intestinal epithelial
paracellular permeability. Gastroenterology 112: 100108.
Tubaro, A., C. Florio, E. Luxich, S. Sosa, R. Della Loggia
& T. Yasumoto, 1996. A protein phosphatase 2A
inhibition assay for a fast and sensitive assesment of
okadaic acid contamination in mussels. Toxicon 34 (7):
743-752.
Uribe, J.C., 1993. PSP outbreaks in Chile. In Abstracts of
the VI International Conference on Toxic Marine
Phytoplankton, Nantes (France),1993: 210.
Vale P. & M.A. Sampayo, 1999. Esters of okadaic acid
and Dinophysistoxin-2 in Portuguese bivalves related
to human poisonings. Toxicon 37: 1109-1121.
Vieytes, M., O.Fontal, F. Leira, J.M. Baptista de Sousa &
L. Botana, 1997. A fluorescent microplate assay for
diarrheic shellfish toxins. Anal. Biochem. 248: 258-264.
Work, T.M., B. Barr, A.M. Beale, L. Fritz, M.A.Quilliam &
J.L.C. Wright, 1993. Epidemiology of domoic acid
poisoning in brown pelicans (Pelecanus occidentalis)
and Brandt’s cormorants (Phalacrocorax penicillatus)
in California. J. Zoo Wildlife Med. 24: 54-62.
Wright, L.L.C., M. Falk, A.G. McInnes & J.A. Walter,
1990. Identification of isodomoic acid D and two new
geometrical isomers of domoic acid in toxic mussels.
Can. J. Chem. 68: 22-25.
Wright, J.L.C., R.K. Boyd, A.S.W. De Freitas, M. Falk,
R.A. Foxall, W.D. Jamieson, M.V. Laylock, A.W.
McCulloch, A.G. Mcinnes, P. Odense, V. Pathak, M.A.
Quillam, M.A. Ragan, P.G. Sim, P. Thibault, J.A.
Walter, M. Gilgan, D.J.A. Richard & D. Dewar, 1989.
Identification of domoic acid, a neuroexcitatory amino
acid, in toxic mussels from eastern Prince Edward
Island. Can. J. Chem. 67: 481-490.
Yasumoto, T., Y. Oshima & M.Yamaguchi, 1979.
Occurrence of a new type of shellfish poisoning in
Japan and chemical properties of the toxin. In Taylor,
D. & H.H. Seliger (eds.), Toxic Dinoflagellate Blooms.
Elsevier, Amsterdam: 495-502.
Yasumoto, T., Y. Oshima, W. Sugawara, Y. Fukuyo, H.
Oguri, T. Igarishi & N. Fujita., 1980. Identification of
Dinophysis fortii as the causitive organism of
diarrhetic shellfish poisoning. B. Jpn. Soc. Sci. Fish.
46: 1405-1411.
Yasumoto, T., M. Murata, Y. Oshima, M. Sano, G.K.
Matsumoto & J. Clardy, 1985. Diarrhetic shellfish
toxins. Tetrahedron 41: 1019-1025.
Yasumoto, T., M. Murata, J.-S. Lee. & K. Torigoe, 1989.
Polyether toxins produced by dinoflagellates. In Natori,
S., K. Hashimoto & Y. Ueno (eds.), Mycotoxins and
Phycotoxins. Elsevier, Amsterdam: 375-382.
Yasumoto, T. & M. Murata, 1993. Marine Toxins. Chem.
Rev. 93: 1897-1909.
Yasumoto,T., M. Fukui, K. Sasaki & K. Sugiyama, 1995.
Determination of Marine Toxins in Foods. J. AOAC.
Int. 78: 574-582.
Zhao, J., G. Lembeye, G. Cenci, B. Wall & T. Yasumoto,
1993. Determination of okadaic acid and
dinophysistoxin-1 in mussels from Chile, Italy and
Ireland. In Smayda, T.J. & Y. Shimizu (eds.), Toxic
Phytoplankton Blooms in the Sea. Elsevier,
Amsterdam: 587-592.
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
77
CAPÍTULO 3: BIOENSAYOS CON MAMÍFEROS Y ENSAYOS
BIOQUÍMICOS Y CELULARES PARA LA DETECCIÓN DE
FICOTOXINAS
M. LUISA FERNÁNDEZ 1 , AÚREA MÍGUEZ 1, EMILIANO CACHO 1 , ANA MARTÍNEZ 1 ,
JORGE DIOGÉNE2 & TAKESHI YASUMOTO 3
1 Laboratorio Comunitario de Referencia en Biotoxinas Marinas. Ministerio de Administraciones Públicas,
Estación Marítima s/n, Aptdo. 90, 36208 Vigo, España.
2 IRTA, Institut de Recerca i Tecnologia Agroalimentaries, Centro de Acuicultura, Aptdo 200, 43540 Sant
Carles de la Rápita, Tarragona, España.
3 Japan Food Research Laboratories, 6-11-10 Nagayama, Tama-Shi 206-0025, Japón.
INTRODUCCIÓN .......................................................................................................... 79
Consideraciones generales .................................................................................................. 79
Métodos de determinación de ficotoxinas marinas ................................................................... 80
ENSAYOS PARA LA DETECCIÓN DE FICOTOXINAS MARINAS ............................... 81
1. Ensayos in vivo ............................................................................................................. 82
1.1. Consideraciones generales ............................................................................................ 82
1.2. Ensayos in vivo para la determinación de PSP ................................................................. 83
1.2.1. CONSIDERACIONES GENERALES ....................................................................................... 83
1.2.2. BIOENSAYO EN RATÓN DE LA AOAC.............................................................................. 85
1.3. Ensayos in vivo para la determinación de DSP................................................................. 86
1.3.1. CONSIDERACIONES GENERALES ....................................................................................... 86
1.3.2. EL BIOENSAYO DE LA RATA ........................................................................................... 91
1.3.3. BIOENSAYOS EN RATÓN ................................................................................................ 91
1.4. BIOENSAYO EN RATÓN PARA LA DETERMINACIÓN DE BREVET OXINAS (NSP) ................................ 95
1.5. BIOENSAYO EN RATÓN PARA LA DETERMINACIÓN DE CIGUATOXINAS (CFP) ................................. 96
2. Ensayos in vitro ............................................................................................................ 96
2.1. Ensayos de inhibición enzimática .................................................................................... 96
2.2. Inmunoensayos ........................................................................................................... 98
2.3. Ensayos de receptores ................................................................................................ 101
2.4. Ensayos celulares ....................................................................................................... 102
2.4.1. ENSAYOS CELULARES DE TOXINAS QUE ACTÚAN SOBRE CANALES DE SODIO ............................... 104
2.4.2. ENSAYOS DE CITOTOXICIDAD PARA EL ÁCIDO OKADAICO (AO) ............................................. 105
2.4.3. OTRAS TOXINAS Y ENSAYOS ......................................................................................... 105
CONCLUSIÓN Y PERSPECTIVAS ................................................................................ 106
BIBLIOGRAFÍA ........................................................................................................... 107
CAPÍTULO 3: ENSAYOS IN VIVO E IN VITRO PARA DETECCIÓN DE TOXINAS
78
ANEXO I ...................................................................................................................... 113
METODO BIOLÓGICO PARA LA DETECCIÓN DE VENENO PARALIZANTE DE MARISCOS - PSP (AOAC, 1995) ..................................................................................... 113
1. ÁMBITO DE APLICACIÓN .................................................................................................. 113
2. PRINCIPIO ..................................................................................................................... 113
3. APARATOS Y MATERIAL .................................................................................................... 113
4. ANIMALES DE EXPERIMENTACIÓN ....................................................................................... 113
5. REACTIVOS ................................................................................................................... 113
6. MÉTODO DE ENSAYO ....................................................................................................... 113
7. CÁLCULO DE LA TOXICIDAD .............................................................................................. 115
MÉTODO BIOLÓGICO PARA LA DETECCIÓN DE VENENO DIARREICO DE LOS
MARISCOS .............................................................................................................. 116
1. ÁMBITO DE APLICACIÓN .................................................................................................. 116
2. PRINCIPIO ..................................................................................................................... 116
3. APARATOS Y MATERIAL .................................................................................................... 116
4. ANIMALES DE EXPERIMENTACIÓN ....................................................................................... 116
5. REACTIVOS ................................................................................................................... 116
6. MÉTODO DE ENSAYO ....................................................................................................... 116
7. I NTERPRETACIÓN DE RESULTADOS ....................................................................................... 117
PROCEDIMIENTO ALTERNATIVO PARA ELIMINAR INTERFERENCIAS CON TOXINAS PSP O ASP ........................................................................................................ 117
1. MÉTODO DE ENSAYO ....................................................................................................... 117
2. INTERPRETACIÓN DE RESULTADOS ....................................................................................... 117
MÉTODO BIOLÓGICO PARA LA DETECCIÓN DE ACIDO OKADAICO,
DINOFISISTOXINAS, PECTENOTOXINAS, YESOTOXINAS Y AZASPIRÁCIDOS EN
EL CUERPO ENTERO DE LOS MOSLUSCOS ......................................................... 118
1. ÁMBITO DE APLICACIÓN .................................................................................................. 118
2. PRINCIPIO ..................................................................................................................... 118
3. REACTIVOS ................................................................................................................... 118
4. APARATOS Y MATERIAL .................................................................................................... 118
5. ANIMALES DE EXPERIMENTACIÓN ....................................................................................... 118
6. MÉTODO DE ENSAYO ....................................................................................................... 118
7. I NTERPRETACIÓN DE RESULTADOS ....................................................................................... 119
PROCEDIMIENTO PARA DETECCIÓN DE AO, DTXS, PTXS Y AZAS EN EL EXTRACTO DE DICLOROMETANO Y DETECCIÓN DE YTXS EN EXTRACTO
METANÓLICO ......................................................................................................... 120
1. ÁMBITO DE APLICACIÓN .................................................................................................. 120
2. REACTIVOS ................................................................................................................... 120
3. APARATOS Y MATERIAL .................................................................................................... 120
4. ANIMALES DE EXPERIMENTACIÓN ....................................................................................... 120
5. MÉTODO DE ENSAYO ....................................................................................................... 120
6. BIOENSAYO EN RATÓN Y EVALUACIÓN DE LA TOXICIDAD .......................................................... 120
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
79
BIOENSAYOS CON MAMÍFEROS Y ENSAYOS BIOQUÍMICOS Y
CELULARES PARA LA DETECCIÓN DE FICOTOXINAS
M. LUISA FERNÁNDEZ 1 , AÚREA MÍGUEZ 1, EMILIANO CACHO 1 , ANA MARTÍNEZ 1 ,
JORGE DIOGÉNE2 & TAKESHI YASUMOTO 3
1 Laboratorio Comunitario de Referencia en Biotoxinas Marinas. Ministerio de Administraciones Públicas,
Estación Marítima s/n, Aptdo. 90, 36208 Vigo, España.
2 IRTA, Institut de Recerca i Tecnologia Agroalimentaries, Centro de Acuicultura, Aptdo 200, 43540 Sant
Carles de la Rápita, Tarragona, España.
3 Japan Food Research Laboratories, 6-11-10 Nagayama, Tama-Shi 206-0025, Japón.
INTRODUCCIÓN
Consideraciones generales
La presencia de ficotoxinas en alimentos de origen marino, principalmente en moluscos, representa
un grave problema sanitario y económico de extensa
incidencia geográfica, y que afecta tanto a países
industrializados como a países en desarrollo. La transferencia y acumulación de estas toxinas, producidas
principalmente por un reducido número de especies
de dinoflagelados y diatomeas, tiene lugar a través
de las redes tróficas. Los principales vectores de
transmisión son los moluscos bivalvos (mejillones,
vieiras o conchas de abanico, almejas, berberechos,
ostras, etc.) y en el caso de la ciguatera, algunas especies de peces de zonas intertropicales. Asimismo,
diferentes especies de gasterópodos y crustáceos
pueden actuar como transvectores.
Las ficotoxinas comprenden un amplio espectro
de sustancias de estructura molecular, mecanismo de
acción y actividad biológica muy diversa y pueden
clasificarse atendiendo a sus diferentes efectos
toxicológicos. Basándose en la sintomatología de la
intoxicación y en los vectores de transmisión, se han
definido cinco tipos de síndromes asociados a las siguientes toxinas o venenos:
- Veneno Paralizante de Marisco (VPM = Paralytic
Shellfish Poisoning = PSP);
- Veneno Diarreico de Marisco (VDM = Diarrhetic
Shellfish Poisoning = DSP);
- Veneno Amnésico de Marisco (VAM = Amnesic
Shellfish Poisoning = ASP);
- Veneno Neurotóxico de Marisco (VNM =
Neurotoxic Shellfish Poisoning = NSP);
- Veneno Ciguatérico (CFP = Ciguatera Fish
Poisoning).
Recientemente ha sido definido un nuevo síndrome tóxico, “Envenenamiento por Azaspirácido”
(“Azaspiracid Poisoning” =AZP), producido por la
ingestión de bivalvos contaminados con azaspirácido
y análogos, y que se manifiesta con síntomas similares al envenenamiento diarreico (DSP). Si bien el
origen del azaspirácido no está totalmente esclarecido, su aparición estacional y su estructura molecular
hicieron sospechar que el agente productor era un
dinoflagelado (Satake et al., 1998a, b). Recientemente
Yasumoto (datos no publ.) demostró analíticamente
que Protoperidinium crassipes y otros
Protoperidinium spp. contenían azaspirácidos.
Además de las sustancias mencionadas anteriormente, existen otras toxinas procedentes de
microalgas para las cuales no se ha definido un síndrome específico. Es el caso de ciertas hepatotoxinas
(microcistinas y nodularinas) y neurotoxinas
(anatoxinas) producidas por determinadas especies
de cianobacterias cuya aparición y proliferación no
está únicamente restringida a aguas dulces, y cuya
presencia en ambientes marinos ha derivado en la
contaminación de moluscos (Luu et al., 1993; Holmes,
1991; Boland et al., 1993).
La prevención de los riesgos tanto para la salud
pública, como para los diferentes sectores económicos afectados (industrias de la acuicultura, pesquerías y turismo) conlleva la implantación de programas de seguimiento de la presencia de microalgas
potencialmente tóxicas y de control de la presencia
de ficotoxinas en los diferentes vectores de transmisión. Con el fin de prevenir que puedan llegar mariscos tóxicos al consumidor, se han desarrollado diferentes métodos para la detección de ficotoxinas, que
en muchos casos, en un tiempo reducido, permiten
detectar su presencia en los mariscos a niveles muy
CAPÍTULO 3: ENSAYOS IN VIVO E IN VITRO PARA DETECCIÓN DE TOXINAS
80
por debajo de lo que se considera un riesgo; de ahí
que en la última década se hayan reducido notablemente el número de intoxicaciones. Dichos métodos
han de abordar dificultades tales como la presencia
de las toxinas en matrices biológicas complejas y la
presencia de mezclas de congéneres relacionados
estructuralmente y con potencias tóxicas que pueden llegar a diferir hasta en tres órdenes de magnitud
en el caso de las toxinas PSP (Oshima et al., 1993).
Hay que añadir las dificultades ocasionadas por la
ausencia en la mayoría de estas sustancias de grupos cromóforos que faciliten su detección por las técnicas convencionales de espectrofotometría UV-Visible o de fluorescencia.
lla de las microalgas productoras de las toxinas. Una
última dificultad viene dada por la labilidad química
de algunas de estas sustancias que hace que puedan
sufrir transformaciones durante los procesos de extracción, purificación y análisis.
La aparición de toxinas de diferentes grupos en
un mismo producto marino no es un hecho infrecuente
y representa una complicación adicional a efectos de
determinar la toxicidad de los mariscos. Es digna de
mención la ocurrencia simultánea en las aguas
costeras de especies fitoplanctónicas productoras de
toxinas diarreicas y aquellas productoras de toxinas
paralizantes, y como consecuencia de este hecho, la
co-ocurrencia de DSP y PSP en los moluscos (GagoMartínez et al., 1996; Fernández et al., 1996; Amzil
et al., 1999). Las toxinas paralizantes, incluso cuando se encuentran en niveles por debajo del límite de
detección del bioensayo en ratón utilizado habitualmente para su determinación (AOAC, 1995), dan
lugar a interferencias en uno de los métodos más
extendidos de detección de toxinas DSP, el bioensayo
en ratón con extracción acetónica (Yasumoto et al.
1978), que de no ser eliminadas no permitirían la determinación de la presencia de toxinas diarreicas.
En el área de la determinación de toxinas, el término ensayo, se refiere a aquellos métodos que proporcionan un valor del contenido total de toxinas basado en la medición de una única respuesta, biológica o bioquímica, que engloba la actividad de todos los
congéneres presentes en la muestra. La determinación de la toxicidad se lleva a cabo en función de una
curva dosis-respuesta que se realiza usualmente con
una de las toxinas representativas del grupo objeto
de estudio, expresándose finalmente la toxicidad total en equivalentes de dicha toxina. Dentro de este
primer grupo se encuadrarían los bioensayos in vivo,
los ensayos de inhibición enzimática, los ensayos celulares, los ensayos de receptor, los inmunoensayos y
los ensayos electrofisiológicos.
Cabe mencionar la posibilidad de
biotransformaciones de las toxinas a lo largo de su
transmisión a través de la cadena trófica, mediante
diferentes procesos metabólicos, de tal forma que la
composición tóxica de los transvectores, y por tanto
de los mariscos, puede diferir notablemente de aque-
Métodos de determinación de ficotoxinas
marinas
De manera general, y atendiendo a la naturaleza
de la información obtenida a partir de los métodos de
determinación, éstos pueden clasificarse en métodos
de ensayo y métodos analíticos (Sullivan, 1993) (Tabla 1).
El término análisis se refiere a aquellos métodos de detección en los que se realiza una separación, identificación y posterior cuantificación individual de las toxinas en función de una respuesta instrumental que es proporcional a la concentración de
cada una de las toxinas presentes en la muestra. Dicha cuantificación requiere la calibración previa del
equipo instrumental con patrones de concentración
conocida de cada una de las toxinas objeto de determinación. La respuesta instrumental debe ser con-
Tabla 1. Métodos analíticos de determinación de toxinas.
Ensayos
Ensayos in vivo
Bioensayo en ratón
Bioensayo de la rata
Ensayos in vitro
Ensayos celulares
Ensayos de receptor
Ensayos de inhibición enzimática
Inmunoensayos
Análisis
Cromatografía Líquida de Alta Eficacia
Detección UV, DAD
Detección fluorimétrica
Detección por Espectrometría de masas
Electrofóresis capilar
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
vertida posteriormente a valores de toxicidad en función de factores de conversión específicos para cada
toxina, de manera que la toxicidad global se determina como una sumatoria de las toxicidades individuales. En este segundo grupo se incluyen los métodos
químicos basados en la separación de las toxinas por
Cromatografía Liquida de Alta Eficacia (CLAE/
HPLC) y detección colorimétrica, fluorimétrica o por
Espectrometría de Masas (MS), así como la
Electroforesis Capilar .
Dejando a un lado valoraciones de carácter económico, la elección de uno u otro método se realiza
en función de los objetivos del estudio a realizar. Los
métodos químicos instrumentales se utilizan generalmente en programas de investigación que requieran
la identificación y cuantificación de cada una de las
toxinas presentes. En los programas de monitoreo o
control sanitario, en aras de proteger la salud pública,
se da relevancia al conocimiento de la toxicidad global potencial y por tanto en rutina se utilizan preferentemente ensayos.
Sin ninguna duda, tanto los programas de control
como los de investigación se benefician de ambas
estrategias de detección. Sin embargo, el hecho de
que las ficotoxinas aparezcan en sus organismos productores o en sus transvectores como mezclas de
numerosos congéneres dificulta que su control en los
alimentos se pueda realizar utilizando como primera
línea de acción métodos químicos. Por una parte, sería necesario disponer de patrones de todas y cada
una de las posibles toxinas para realizar la calibración del equipo instrumental y la posterior
cuantificación, lo que no parece actualmente factible, siendo la escasez de toxinas puras uno de los
principales cuellos de botella para el desarrollo y aplicación de los métodos de análisis instrumental. Por
otra parte la aplicación de estos métodos como primera línea de acción para el control de toxinas reduciría el nivel de protección al consumidor, puesto que
la aparición de nuevos congéneres o nuevas toxinas
no sería detectada por el método instrumental, que
solo detectaría aquellas toxinas para las que ha sido
previamente calibrado.
Únicamente en el caso del Envenenamiento
Amnésico por consumo de mariscos (ASP), síndrome tóxico cuyo principal responsable hasta la fecha
parece ser un solo compuesto, el ácido domoico, se
ha establecido el control sanitario mediante un método químico instrumental (HPLC-UV/DAD).
81
ENSAYOS PARA LA DETECCIÓN DE
FICOTOXINAS MARINAS
Los programas de control sanitario de los alimentos requieren idealmente ensayos rápidos, sensibles,
reproducibles, de bajo coste, fáciles de ejecutar y que
permitan el análisis de un gran número de muestras.
Estos ensayos no deben producir falsos negativos y
el número de falsos positivos debe ser tan bajo como
sea posible. Actualmente, la mayor parte de los programas de control de ficotoxinas en los alimentos
están basados en ensayos in vivo, esto es, ensayos
con animales, que si bien han demostrado su eficacia
en la protección de la salud pública, al poner en evidencia la toxicidad de alimentos no aptos para el consumo, están lejos de la consideración de “ideales”.
Los bioensayos in vivo presentan limitaciones y dificultades técnicas y para su correcta realización se
requieren infraestructuras costosas, períodos de adaptación de los animales y control de las condiciones
ambientales de los estabularios o bioterios. Por otra
parte, consideraciones éticas han dado lugar a que
en algunos países se hayan adoptado regulaciones
que limitan o prohiben la aplicación de estos ensayos. Con el fin de reducir en el futuro el uso de animales en los programas de control alimentario y en
aras de lograr una mayor sensibilidad y especificidad, se han desarrollado en los últimos tiempos diferentes ensayos in vitro bioquímicos y biológicos, algunos de ellos muy prometedores y que serán analizados a lo largo de este capítulo.
En los ensayos in vitro bioquímicos se evalúa la
presencia de toxinas en función de la medición de la
interacción entre las toxinas y anticuerpos, o bien
entre las toxinas y receptores biológicos específicos
de las mismas como son algunos canales iónicos (canales de sodio en el caso de las toxinas PSP, NSP y
Ciguatoxinas), los receptores glutámico (toxinas ASP)
o ciertas enzimas de importancia biológica crucial
(protein-fosfatasas en el caso de las toxinas DSP).
En los ensayos in vitro biológicos se valora la toxicidad en función de la respuesta celular a la acción de
las toxinas (cambios morfológicos, muerte celular,
etc.), respuesta que se ejerce en la mayoría de los
casos a través de los mecanismos bioquímicos anteriormente mencionados.
Cabe una diferenciación adicional entre ensayos
funcionales y ensayos estructurales. En los ensayos funcionales la respuesta que se mide está directamente relacionada con el mecanismo de acción res-
CAPÍTULO 3: ENSAYOS IN VIVO E IN VITRO PARA DETECCIÓN DE TOXINAS
82
ponsable de la toxicidad de la sustancia que se determina, ya sea la inhibición de la actividad enzimática ó
la activación o el bloqueo de canales iónicos. El grado de correlación entre la respuesta observada y la
toxicidad real es muy alto con independencia de los
perfiles tóxicos, es decir, de los tipos y cantidades de
toxinas presentes en la muestra analizada. En el caso
de los ensayos estructurales (ej. inmunoensayos) la
respuesta está basada en el reconocimiento por parte de los anticuerpos de fragmentos de las estructuras moleculares de las toxinas que no están necesariamente ligados al mecanismo de acción de las mismas y por tanto a su actividad biológica. En este caso
no siempre existe una buena correlación entre la respuesta inmunológica y la toxicidad real, de manera
que los anticuerpos no identificarán a todos los congéneres activos (falsos negativos) y podrían reconocer congéneres inactivos (falsos positivos).
En general, la sensibilidad de los ensayos in vitro
es varios órdenes de magnitud superior a la de los
ensayos in vivo, aspecto relevante no sólo desde el
punto de vista sanitario sino también desde el punto
de vista de posibilitar una detección precoz de los
episodios tóxicos que permita mitigar el impacto negativo de los mismos. Gran parte de los ensayos in
vitro han sido desarrollados para su aplicación en placas de pocillos múltiples (ej. 96 pocillos), utilizando
lectores con detección colorimétrica o fluorimétrica,
o mediante contadores de centelleo, lo que permite la
realización simultánea en un tiempo reducido de curvas de calibrado y el análisis de un alto número de
muestras a través de diferentes diluciones. En contrapartida, los ensayos in vivo presentan la ventaja
difícilmente superable de su potencial para la detección no solo de las toxinas ya conocidas, para las que
han sido estandarizados, sino de otros compuestos
bioactivos no conocidos de antemano que puedan
representar un riesgo para la salud pública, y que no
podrían ser detectados en el caso de utilizar métodos
más específicos.
La aplicación de ensayos in vitro en laboratorios
de control sanitario con fines de control oficial está
todavía dificultada por el hecho de que no se ha realizado una validación formal de los mismos a través
de protocolos internacionalmente reconocidos
(AOAC, ISO, etc.). Dichos protocolos establecen
básicamente la realización de estudios
intercomparativos y colaborativos entre un número
suficiente de laboratorios de tal forma que se establezcan las características del método en términos
de exactitud y precisión (repetibilidad y
reproducibilidad) y que se verifique la aplicabilidad
del ensayo para la determinación de diferentes toxinas de un mismo grupo en las diferentes matrices
biológicas que puedan ser objeto de análisis. Tanto
en los procesos de desarrollo de los ensayos como
en lo que se refiere a la validación e implantación de
los mismos, es necesario disponer de las toxinas puras y de materiales tóxicos de concentración certificada que permitan la puesta a punto del ensayo y la
realización de controles de calidad de los análisis. Si
bien la disponibilidad y distribución de ciertas toxinas
ha mejorado en los últimos años, existen todavía graves carencias en esta área que están retrasando el
desarrollo, validación e implantación de estas nuevas
metodologías.
El objetivo de este capítulo es proporcionar una
visión de los diferentes ensayos disponibles en la actualidad para la determinación de ficotoxinas, principalmente toxinas PSP y DSP, desde los tradicionales
bioensayos in vivo en ratón, hasta los más recientes
y sofisticados ensayos in vitro bioquímicos y biológicos, haciendo hincapié en aquellos ensayos que sean
de especial interés desde el punto de vista de la protección de la salud pública.
1. Ensayos in vivo
1.1. Consideraciones generales
El principio general de los ensayos in vivo para
determinación de ficotoxinas se basa en la administración a un animal de la muestra a analizar o de un
extracto de la misma, ya sea por vía oral o, lo que es
más usual, mediante inyección intraperitoneal, seguida de la observación de los síntomas y/o de la determinación del tiempo de supervivencia, parámetro que
se utiliza frecuentemente para la cuantificación a través de curvas dosis-respuesta previamente establecidas.
Los bioensayos por administración oral simulan
el modo de intoxicación en humanos y en la mayoría
de ellos no se realiza una extracción química de las
toxinas, evitándose así posibles pérdidas asociadas a
este proceso. En la práctica, la aplicación de este
tipo de ensayos con fines de control sanitario conlleva un alto grado de inexactitud derivado de la dificultad para establecer una relación cuantitativa entre la
cantidad de toxina ingerida por el animal y la respuesta observada.
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
En la administración de la muestra o toxina por
vía intraperitoneal, funciones asociadas con el tracto
gastrointestinal como absorción, distribución y
metabolización, que podrían tener influencia en un
aumento o disminución de la toxicidad, no son tenidas en cuenta (Sullivan, 1993). Sin embargo, los
bioensayos por inyección intraperitoneal, como herramientas para cuantificar la toxicidad, pueden ser
realizados en condiciones más controladas y la relación dosis-respuesta se establece de forma más exacta y precisa.
Los extractos serán acuosos u orgánicos dependiendo de las propiedades de solubilidad de las toxinas, y pueden ser purificados en mayor o menor grado a través de diferentes procesos de partición líquido/líquido con distintos solventes, que permiten separar las diferentes sustancias presentes en la muestra
en función de su polaridad.
Tras la administración del extracto tóxico al animal, se procede a la observación y evaluación de la
sintomatología característica de los diferentes
síndromes tóxicos y a la determinación del tiempo de
supervivencia, parámetro que en la mayoría de los
bioensayos se utiliza para la valoración de la toxicidad. Esta valoración ha de ir precedida de una calibración previa de la respuesta de los animales con
las toxinas a determinar. En la práctica se calibra
con una sola de las toxinas del grupo, obteniéndose
una curva dosis respuesta, y se expresa posteriormente la toxicidad en equivalentes de esta toxina.
Para la obtención de resultados de confianza y
reproducibles, es necesario mantener una colonia
estandarizada de ratones en condiciones ambientales controladas y realizar una calibración frecuente
de la colonia con la/s toxina/s a medir. Los factores
ambientales que merecen especial atención son la
temperatura, la humedad, los ciclos de luz/oscuridad
y los ciclos de renovación del aire.
Existen otros parámetros que pueden afectar a
la respuesta o a la supervivencia de los animales, siendo muy importantes la cepa de ratones, la edad, el
peso, el sexo y el estado general. Estos parámetros
adquieren especial importancia cuando la toxicidad
está próxima a los límites establecidos en las regulaciones sanitarias, de tal forma que a partir de pequeñas variaciones en los resultados se podría derivar la
aceptación o el rechazo de una mercancía destinada
al consumo humano. El grado de confianza y la precisión del ensayo están directamente relacionados con
83
la calidad y el estado de los animales utilizados. En el
caso de que los laboratorios no dispongan de bioterios,
se pueden utilizar ratones procedentes de proveedores o empresas cualificadas y certificadas para su
cría y suministro. Se deberá realizar una planificación adecuada de las peticiones de animales de tal
forma que se respete el periodo de acondicionamiento necesario, de manera que los animales se encuentren en condiciones óptimas de estado general y de
peso para la realización del ensayo.
Los bioensayos en ratón son poco selectivos, de
baja especificidad y sensibilidad, pueden producir falsos positivos debido a interferencias de las matrices
biológicas y la variabilidad entre laboratorios es alta
(alrededor de un 20%). Sin embargo, la baja especificidad es de gran utilidad desde el punto de vista de
la estimación del riesgo para la salud pública, puesto
que permite la detección de nuevas toxinas o congéneres, proporcionando de esta forma un alto grado
de protección al consumidor.
Actualmente, los bioensayos en ratón son los
únicos métodos internacionalmente reconocidos para
la determinación de toxinas PSP, DSP y NSP con
fines de control sanitario. Es importante resaltar que
la utilización de animales con fines de experimentación está sujeta a estrictas normas establecidas en
legislaciones o convenciones sobre buenas prácticas
de laboratorio con el fin de asegurar la calidad de los
resultados y garantizar el bienestar de los animales
(Diario Oficial de la Comunidad Europea 86/609/
CEE).
1.2. Ensayos in vivo para la determinación de
PSP
1.2.1. CONSIDERACIONES GENERALES
El envenenamiento paralizante (PSP, PSP) es un
síndrome neurotóxico asociado a la presencia en los
mariscos de saxitoxina (STX) y/o análogos, un grupo
de más de 26 potentes neurotoxinas (Fig. 1) que tienen en común un núcleo tetrahidropurínico y cuya
acción biológica se desarrolla a través del bloqueo de
los canales de sodio, unas proteínas intrínsecas de
las membranas celulares que permiten el paso de los
iones sodio entre el medio extracelular y el citoplasma. El bloqueo de los canales de sodio da lugar a la
inhibición de los potenciales de acción, esenciales en
la transmisión del impulso nervioso y en la contracción muscular. Los síntomas neurotóxicos derivados
de este mecanismo de acción son parestesia, paresia
CAPÍTULO 3: ENSAYOS IN VIVO E IN VITRO PARA DETECCIÓN DE TOXINAS
84
mientras que las mínimas dosis asociadas con
intoxicaciones fatales oscilaron entre 456 y 576 µg
STX por persona (Acres & Gray, 1978; Prakash et
al., 1971).
Saxitoxina: R1=R2=R3=H
Gonyautoxina-2: R1=R2=H; R3=OSO 3Gonyautoxina-3: R1=R3=H; R2=OSO 3Gonyautoxina-5: R1=SO3-; R2=R3=H
R1=SO3-; R2=H; R3=OSO 3R1=SO3-; R2=OSO 3-; R3=H
Decarbamoilgonyautoxina-2: X 1=OH; R2=H; R3=OSO 3Decarbamoilgonyautoxina-3: X 1=OH; R3=H; R2=OSO 3Deoxidecarbamoilsaxitoxina: X 1=R2=R3=H
X1=R2=H; R3=OSO 3 X1=R3=H; R2=OSO 3 Decarbamoilsaxitoxina: X 1=OH; R2=R3=H
Deoxidecarbamoilgonyautoxina-2: X 1=H; R2=H; R3=OSO 3Deoxidecarbamoilgonyautoxina-3: X 1=H; R3=H; R2=OSO 3-
Neosaxitoxina: R1=R2=R3=H
Gonyautoxina-1: R1=R2=H; R3=OSO 3Gonyautoxina-4: R1=R3=H; R2=OSO 3Gonyautoxina-6: R1=SO3-; R2=R3=H
R1=SO3-; R2=H, R3=OSO 3R1=SO3-; R2=OSO 3-; R3=H
Decarbamoilneosaxitoxina: X 1=OH; R 2=R3=H
Decarbamoilgonyautoxina-1: X 1=OH; R2=H; R3=OSO 3Decarbamoilgonyautoxina-4: X 1=OH; R3=H; R2=OSO 3Fig. 1. Toxinas PSP.
y parálisis muscular que pueden desembocar en los
casos más graves en paro respiratorio y muerte.
Los estudios epidemiológicos relativos a la cantidad de toxinas PSP necesarias para producir la intoxicación, presentan variaciones considerables que
podrían tener como origen diferencias de sensibilidad entre los individuos o diferencias en los métodos
de análisis. Cantidades entre 144 y 304 µg equivalentes de STX por persona produjeron síntomas leves,
Diferentes especies de microalgas pertenecientes a los géneros Alexandrium, Gymnodinium y
Pyrodinium son productoras de este grupo de
neurotoxinas (Yasumoto & Murata, 1993). Además
de estas especies de dinoflagelados, ciertas
cianobacterias (Carmichael, 1997) y bacterias marinas (Kodama et al., 1990) pueden sintetizar
saxitoxinas.
Si bien el mecanismo de acción es común a todas las toxinas del grupo, la potencia tóxica varía
dependiendo de la estructura molecular, de tal forma
que pequeños cambios estructurales dan lugar a variaciones drásticas en la toxicidad específica de hasta tres órdenes de magnitud. Teniendo en cuenta la
carga molecular y la estructura, las toxinas PSP se
pueden clasificar en tres grupos: toxinas carbamato
(STX, Neo-STX y GTX1-GTX4) de elevada potencia tóxica, toxinas sulfocarbamatos (B1, B2, C1-C4)
de toxicidad considerablemente menor y toxinas
decarbamoiladas, de toxicidad intermedia (dc-STX,
dc-Neo-STX, dc-GTX1, dc-GTX4, etc.). Las toxinas PSP son solubles en agua y metanol y son estables durante al menos un año en solución a pH ácido
y a temperaturas inferiores a 4ºC (Louzao et al.,
1994a). Después de un proceso de liofilización las
toxinas PSP son inestables, sobre todo la
neosaxitoxina (Alfonso et al., 1994) y el grupo de las
C1-C4 (Louzao et al., 1994b). En condiciones
alcalinas son inestables y se descomponen rápidamente.
La labilidad de este grupo de sustancias las hace
susceptibles de sufrir bioconversiones en los moluscos
a través de reacciones enzimáticas o conversiones
químicas dependiendo de las condiciones de almacenamiento y procesado de los alimentos o muestras,
interconversiones que pueden transformar sustancias
débilmente tóxicas en compuestos de elevada toxicidad. Así, el calentamiento en condiciones ácidas convierte las toxinas sulfocarbamatos de baja toxicidad
en toxinas carbamato de elevada toxicidad, dependiendo el grado de conversión del pH (Nagashima et
al., 1991; Alfonso et al., 1993), y el calentamiento en
condiciones alcalinas puede transformarlas en los
correspondientes análogos decarbamoilados de toxicidad intermedia.
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
1.2.2. BIOENSAYO
EN RATÓN DE LA
85
AOAC
La mayor parte de los países que realizan control
de toxinas PSP en los mariscos utilizan el bioensayo
en ratón de la AOAC (Asociación de Químicos Analíticos Oficiales) (AOAC, 1995), que fue desarrollado originalmente por Sommer y Meyer en 1937
(Sommer & Meyer, 1937) y posteriormente estandarizado y validado a través de sucesivos estudios
intercolaborativos (Mc Farren, 1959). Este ensayo
se ha aplicado con éxito durante décadas y es el único método reconocido internacionalmente para determinar las toxinas PSP con fines regulatorios. Si
bien existen algunas diferencias en la expresión de la
toxicidad, existe un acuerdo casi general en cuanto
al nivel máximo aceptable en los mariscos: 80 µg equivalentes de STX por 100 g de carne de molusco (µg
STX eq. · 100 g-1).
El bioensayo en ratón de la AOAC, cuyo protocolo detallado se encuentra en el Anexo I, consiste
en una extracción acuosa acídica (ClH 0.1 N) del
tejido de los moluscos, seguida de la inyección
intraperitoneal de 1 ml del extracto (0.5 g carne del
molusco por ml de extracto inoculado) en cada uno
de tres ratones estandarizados (19-21 g). Tras la inyección del extracto, se observa la aparición de los
síntomas típicos de la intoxicación: agitación, dificultad respiratoria y saltos, seguidos de muerte por paro
respiratorio que se produce normalmente antes de
15 min. El bioensayo es cuantitativo cuando las muertes ocurren entre 5 y 7 min, de tal forma que en el
caso de que se produzcan muertes en tiempos más
cortos se realizan sucesivas diluciones hasta que se
obtiene un extracto dentro del rango lineal del ensayo. Para cuantificar la respuesta, se toma el tiempo
transcurrido entre la inyección del extracto y la muerte
del ratón, y la toxicidad se determina en unidades
ratón a partir de las tablas de Sommer (AOAC, 1995)
que asignan a un tiempo de muerte determinado un
valor de unidades ratón y que corrigen el valor de las
unidades ratón en el caso de que el peso del animal
se desvíe de 20 g.
Se define la unidad ratón (UR) como la cantidad de toxina que inyectada intraperitonealmente en
un ratón de 20 g produce su muerte en 15 min. El
valor de la UR depende de la sensibilidad del animal,
por lo que la respuesta de una colonia determinada
de ratones requiere su calibración periódica con STX
pura. Los valores usuales de la UR se encuentran
alrededor de 0.18 µg de STX con variaciones aceptables alrededor del 20 %. La cantidad de STX que
corresponde a una UR es lo que se denomina factor
de conversión (FC). Las UR determinadas en el
ensayo son convertidas a µg de equivalentes de
saxitoxina por 100 g de vianda mediante la siguiente
fórmula:
µg STX eq · 100 g -1 de vianda = UR x FC x 200
En el caso de que sea necesario realizar diluciones, se tendrá en cuenta en la fórmula el correspondiente factor de dilución. El límite de detección del
ensayo varía aproximadamente entre 32 y 58 µg STX
eq. · 100 g -1, dependiendo de la cepa de ratones utilizada. La precisión del ensayo es del ± 20 %. Aunque
el bioensayo en ratón para determinación de PSP ha
sido sometido a un proceso de estandarización y validación, en la práctica existen variables que pueden
repercutir en la sensibilidad y la precisión del ensayo
(repetibilidad y reproducibilidad):
- Cepa de ratones: La sensibilidad del ensayo
depende de la cepa de ratones. Una cuidadosa
estandarización del bioensayo siguiendo el protocolo de la AOAC, y una determinación y comprobación periódica del factor de conversión son
factores cruciales para determinar la sensibilidad
del ensayo, esto es, convertir las UR en µg de
equiv. de STX, y para que los resultados de diferentes laboratorios sean comparables.
- ph de extracción: El bioensayo en ratón de la
AOAC se desarrolló originariamente para la determinación de STX, estableciéndose un rango de
2-4 de pH para la extracción. Actualmente se conocen más de 24 derivados de la STX que difieren en estructura química, toxicidad específica,
estabilidad química y abundancia relativa en
moluscos y dinoflagelados. Bajo las condiciones
acídicas y en caliente, requeridas en el protocolo
AOAC, cierta proporción de las lábiles toxinas
sulfocarbamatos (C1-C4, B, B2) son convertidas
a las respectivas toxinas carbamato de mayor toxicidad, dependiendo el grado de interconversión del
pH. Parece aconsejable una disminución de la
amplitud del rango de pH establecido en el procedimiento de la AOAC para reducir la variabilidad
y mejorar la reproducibilidad del ensayo. Valores
de pH entre 3 y 4 proporcionan el mayor rango de
estabilidad a todas las toxinas del grupo (Alfonso
et al., 1994; Louzao et al., 1994a, b). Valores muy
bajos de pH pueden producir artefactos.
- Sales: Altas cantidades de sales (principalmente
Na + ) en los extractos pueden disminuir la toxici-
CAPÍTULO 3: ENSAYOS IN VIVO E IN VITRO PARA DETECCIÓN DE TOXINAS
86
dad PSP en el bioensayo en ratón (Shantz et al.,
1958). La adición de NaOH es a veces necesaria
para aumentar el pH previamente a la inyección.
Esta adición debe realizarse por goteo, cuidadosamente y en continua agitación para evitar la
descomposición parcial de las toxinas debido a
cambios bruscos locales de pH.
- Zinc: La presencia de altas concentraciones de
ciertos metales es una fuente potencial de
interferencias en el bioensayo de PSP. Así, altos
niveles de Zn pueden producir la muerte de los
ratones con síntomas similares a los producidos
por las toxinas PSP (McCulloch et al., 1989; Cacho, 1993). La diferencia más importante entre la
toxicidad debida al Zn y la clásica toxicidad PSP
es que las muertes ocasionadas por la presencia
de Zn tienen lugar en tiempos superiores a 15 min.
El bioensayo en ratón de la AOAC para la determinación de toxinas PSP ha demostrado su eficacia
en la protección de la salud pública a lo largo de muchos años de aplicación. Si bien es deseable que en
un futuro próximo puedan implementarse otras
metodologías alternativas que no impliquen el uso de
animales, y que incluso puedan complementar o reemplazar el bioensayo en ratón, en el caso de la detección y cuantificación de las potentes y letales
saxitoxinas del complejo PSP, será necesario la demostración inequívoca de que dichas metodologías
proporcionan un nivel de protección al consumidor
cuando menos equivalente al del bioensayo en ratón.
1.3. Ensayos in vivo para la determinación de
DSP
1.3.1. CONSIDERACIONES GENERALES
A diferencia de la situación del control sanitario
de las toxinas PSP, en el caso de las toxinas DSP, no
existe un protocolo acordado, reconocido
internacionalmente y que haya sido sometido a un
proceso formal de estandarización y validación. Si
bien es cierto que la mayor parte de los países que
realizan el control de DSP en los mariscos utilizan
ensayos in vivo, existen diferencias en cuanto al animal usado (rata o ratón albino), en cuanto al modo de
administración de la toxinas (ingestión oral en el caso
de la rata, o inyección intraperitoneal en el caso del
ratón) y en cuanto a la naturaleza y proporción de los
solventes utilizados para la extracción de las toxinas.
Esto se traduce en una diferente especificidad, selectividad y recuperabilidad de los bioensayos y por
tanto en una falta de equivalencia de los mismos, de
tal manera que algunos protocolos pueden detectar
todo el rango de sustancias lipofílicas bioactivas potencialmente presentes en los mariscos contaminados, mientras que la mayor especificidad de otros
protocolos limita el espectro de toxinas detectables
por los mismos (Tabla 2). Existen igualmente discrepancias en cuanto a los criterios de positividad del
ensayo. Esta situación no es gratuita, sino que se produce como consecuencia de la escasez de estudios
epidemiológicos y toxicológicos que permitan establecer los riesgos derivados de la exposición aguda y
Tabla 2. Toxinas DSP detectables por los diferentes ensayos in vivo.
AO, DTX1,
DTX2
DTX3
Pectenotoxinas
Yesotoxinas
Bioensayo ratón
Yasumoto et al. (1978)
SI
SI
SI
SI
Bioensayo ratón
Yasumoto et al. (1984a)
SI
SI
SI
Parcialmente
Bioensayo ratón
Yasumoto et al. (1984a) modificado
SI
SI
SI
SI
Bioensayo ratón
Le Baut et al. (1990)
SI
NO
SI
SI
Bioensayo de la rata
SI
SI
?
NO
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
crónica a las sustancias bioactivas que han sido históricamente incluidas en el grupo DSP, y por tanto
los niveles de tolerancia. A esto hay que añadir la
controversia existente en relación a la idoneidad de
la clasificación de algunas de estas sustancias
polietéreas liposolubles dentro del grupo DSP. Recientemente la Unión Europea ha dado un paso muy
importante hacia la clarificación de estas cuestiones,
a través de la publicación de la Decisión 2002/225/
CEE en la que se establecen normas detalladas para
la aplicación de la Directiva 91/492/CEE en lo que se
refiere a los niveles máximos y los métodos de análisis de éstos compuestos. La extrema complejidad de
este grupo hace que su descripción merezca una especial atención.
Históricamente, tres grupos de sustancias han
sido incluidas en el grupo DSP: el ácido okadaico
(AO) y las dinofisistoxinas (DTX1, DTX2, DTX3,
Fig. 2. Acido okadaico y análogos.
87
etc.), las pectenotoxinas (PTXs) y las yesotoxinas
(YTXs). Todas ellas son compuestos polietéreos, de
elevado peso molecular, gran lipofilia y que comparten propiedades de solubilidad de tal forma que pueden ser co-extraídas utilizando los protocolos genéricos de extracción de toxinas liposolubles. Aunque presentan analogías químicas y en concreto los dos primeros grupos son producidos por las mismas especies de dinoflagelados, su mecanismo de acción, y
por tanto su actividad biológica, son diferentes.
Acido okadaico y análogos
Los dinoflagelados productores de estas toxinas
(Fig. 2) relacionados con episodios de contaminación
en moluscos, son diferentes especies del género
Dinophysis tales como D. acuminata, D. fortii, D.
sacculus, D. acuta y D. norvegica (Yasumoto e t
al ., 1980; Lee et al., 1989a). El dinoflagelado
CAPÍTULO 3: ENSAYOS IN VIVO E IN VITRO PARA DETECCIÓN DE TOXINAS
88
bentónico Prorocentrum lima es también productor
de estas sustancias pero su implicación en episodios
de intoxicación diarreica sólo se ha demostrado en
moluscos de aguas canadienses (Lawrence et al.,
1998; Lawrence et al., 2000)
Con respecto a la producción de toxinas y a los
perfiles tóxicos existe una gran variabilidad en los
valores obtenidos para cada especie en diferentes
áreas geográficas, e incluso en la misma localidad.
AO, DTX1 y DTX2 son las toxinas más relevantes
desde el punto de vista de las intoxicaciones diarreicas,
estando el AO asociado a casi todas las especies de
Dinophysis y la DTX2 asociada fundamentalmente
a la presencia de D. acuta (Blanco et al., 1995;
Fernández et al., 2000, 2001; Gago-Martínez et al.,
1996; Carmody et al., 1996; Vale & Sampayo, 1996).
La DTX1 está asociada fundamentalmente a la
presencia de D. fortii y D. norvegica, y algunas
cepas de D. acuta (Dahl & Yndestad, 1985, Dahl et
al., 1995; Lee et al., 1989a; Suzuki et al., 1997).
Numerosos isómeros del AO y las DTXs (DTX2b,
DTX1b, DTX2c, etc.) han sido detectados en
fitoplancton y moluscos utilizando HPLC asociada a
MS, si bien parecen estar presentes en los moluscos
en muy pequeñas cantidades (James et al., 1997;
Draisci et al., 1998).
La presencia de DTX3, un grupo de toxinas producto de la acilación metabólica del AO, DTX1 o
DTX2 en las glándulas digestivas de los moluscos
Fig. 3 Estructura de las pectenotoxinas.
(Suzuki et al., 1999), ha sido demostrada en moluscos
de Japón, Irlanda, España y Portugal (Yasumoto et
al., 1989; Marr et al., 1992; Fernández et al., 1996;
Vale & Sampayo, 1999). Su presencia en almejas de
aguas portuguesas ha sido relacionada con una reciente intoxicación diarreica en Portugal (Vale &
Sampayo, 1999). Se han descrito otros derivados del
AO, principalmente diol-ésteres (Yasumoto et al.,
1989; Hu et al., 1992; Norte et al., 1994), la DTX4,
que es un derivado hidrosoluble del diol-éster del AO
en el que un grupo hidroxilo está esterificado con un
grupo trisulfatado y dos análogos de la DTX4 que
contienen nitrógeno, la DTX5a y la DTX5 b (Hu et
al., 1995a, b). Estos compuestos son producidos por
dinoflagelados de carácter bentónico como P. lima,
P. concavum y P. maculosum. Recientes estudios
(Moroño et al., datos no publ.) señalan la posibilidad
de que este tipo de derivados del AO estén también
presentes en dinoflagelados del género Dinophysis
y que por tanto puedan estar implicados en la contaminación de los moluscos.
Pectenotoxinas
Las Pectenotoxinas son un grupo de macrólidos
polietéreos cíclicos (Fig. 3) de naturaleza neutra, de
los cuales se han aislado hasta la fecha 10 análogos,
conociéndose la estructura de 8 de ellos. La
Pectenotoxina-2 (PTX2) ha sido detectada en
Dinophysis fortii, D. acuta (Lee et al., 1989a, b;
Draisci et al., 1996, 1999; Suzuki et al., 1998) y D.
acuminata (Yasumoto, com. pers.). El resto de las
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
pectenotoxinas parecen ser productos de la oxidación metabólica de la PTX2 que tiene lugar en las
glándulas digestivas de los moluscos, y su presencia
ha sido confirmada en vieiras japonesas (Yasumoto
et al., 1989; Lee et al., 1989a, b; Suzuki et al., 1998).
Recientemente se han identificado nuevos
homólogos como el ácido secoico de la PTX2
89
(PTX2SA) y su epímero 7-epi-pectenotoxina -2 (7epi-PTX2SA) en mejillones de Nueva Zelanda y en
D. acuta de Irlanda (Daiguji et al., 1998; James et
al ., 1999). La ubicuidad de estas especies de
dinoflagelados hace sospechar que estas sustancias
pueden aparecer en moluscos de otros orígenes coocurriendo con el AO y las dinofisistoxinas.
R1
R2
n
Yesotoxina (YTX)
OSO3 Na
1
45-hidroxiyesotoxina (hidroxiYST)
OSO3 Na
1
45, 46, 47-trinoryesotoxina (norYTX)
OSO3 Na
1
2-homoyesotoxina (homoYTX)
OSO3 Na
2
2-homo-45-hidroxiyesotoxina (hidroxi-homoYTX)
OSO3 Na
2
44-carboxilyesotoxina (carboxiYTX)
OSO3 Na
1
1-desulfoyesotoxina (desulfoYTX)
OH
1
Adriatoxina (ATX)
Fig. 4 Estructuras y nombres comunes para la yesotoxina, sus análogos y la adriatoxina.
CAPÍTULO 3: ENSAYOS IN VIVO E IN VITRO PARA DETECCIÓN DE TOXINAS
90
Yesotoxinas
La Yesotoxina (YTX) es una sustancia polietérea
disulfatada, cuya estructura recuerda a las
brevetoxinas. La presencia de YTX ha sido confirmada en moluscos de Japón (Murata et al., 1987),
Noruega (Lee et al., 1988), Chile (Zhao et al., 1993),
Italia (Ciminiello et al., 1997, 1999) y Nueva Zelanda
(Yasumoto & Takizawa, 1997; MacKenzie et al.,
1998). En los últimos años, se ha confirmado la
ocurrencia de un amplio número de análogos: 45hidroxi YTX, 45,46,47 trinor YTX, homo YTX,
adriatoxina, carboxi-YTX y 1-desulfo-YTX
(Ciminiello et al., 1998, 1999; Daiguji et al., 1998;
Satake et al., 1996, 1997a; Tubaro et al., 1998) (Fig.
4). Protoceratium reticulatum ha sido identificada
como la especie productora de YTX en Nueva
Zelanda (Satake et al., 1997b) y de YTX y 45,46,47
trinor YTX en Japón (Satake et al., 1999). HomoYTX fue detectada en una muestra de red en la que
la especie predominante era Lingulodinium
polyedrum. Si bien cultivos de laboratorio de esta
misma especie procedentes de Nueva Zelanda, Estados Unidos y Japón no produjeron yesotoxinas, la
producción de YTX por cultivos de L. polyedrum
procedentes de aguas de Andalucía (Sur de España)
fue confirmada por HPLC acoplada a MS (Fernández,
datos no publ.). Tanto Protoceratium reticulatum
como Lingulodinium polyedrum, son especies ubicuas, por lo que la contaminación de moluscos con
YTX se presenta como un problema generalizado.
Epidemiología y toxicología
Existen datos epidemiológicos de intoxicaciones
producidas por el AO y/o derivados que han cursado
con trastornos gastrointestinales tales como diarrea,
nauseas y vómitos (Yasumoto et al., 1978, 1980; Kat
et al., 1979). El nivel de AO necesario para inducir
diarrea en adultos está entre 40 y 50 µg de AO, siendo 200 µg · kg -1 la dosis letal en ratón por administración intraperitoneal (LD50). Los valores correspondientes para DTX1 y DTX3 son 160 y 500 µg · kg -1
respectivamente (Yasumoto et al., 1989). Con respecto al mecanismo de acción, el AO y la DTX1 son
potentes inhibidores de las protein-fosfatasas, enzimas
que intervienen en el control de procesos biológicos
tales como la división y el crecimiento celular, organización estructural, metabolismo, control hormonal,
etc. (Cohen, 1989), siendo este mecanismo el responsable de la inducción de diarrea y de la promoción tumoral observada en estudios in vitro
(Suganuma et al., 1988; Fujiki et al., 1988; Fujiki et
al., 1992; Fujiki & Suganuma, 1993). Existe un acuerdo general en cuanto a la pertinencia de la clasificación de las toxinas del grupo del AO como toxinas
DSP (genuinamente diarreicas) y en cuanto a la necesidad de monitorear y regular la presencia de estas toxinas en los moluscos.
En el caso de las Yesotoxinas y Pectenotoxinas,
no existen datos epidemiológicos que asocien la presencia de estas sustancias en los moluscos con
intoxicaciones diarreicas, a excepción de un evento
reciente que sugiere la implicación de los ácidos
secoicos de la PTX2 (PTX2SA) en un episodio de
intoxicación gastrointestinal debida al consumo de
bivalvos en Australia (Quilliam et al., 2000). Estudios con animales de experimentación muestran que
la toxicidad aguda intraperitoneal de las PTXs oscila
entre 230 µg · kg -1 en el caso de la PTX2 y 770 µg ·
kg -1 en el caso de la PTX4. La toxicidad oral de la
PTX2 es muy similar a la intraperitoneal, observándose efectos diarreicos (Yasumoto, com. pers.). Las
PTXs no inhiben las protein-fosfatasas, pero exhiben
una potente citotoxicidad de manera que dosis comprendidas entre 500 y 1000 µg · kg -1 inducen necrosis
en el hígado a las pocas horas de la inoculación
intraperitoneal (Terao et al., 1986, 1993). El mecanismo de acción de las PTXs no ha sido elucidado
hasta la fecha. Con respecto a las Yesotoxinas, las
dosis letales en ratón para los diferentes análogos
oscilan entre 100 y 400 µg · kg -1 , siendo en este caso
el corazón el órgano diana (Murata et al., 1987). Si
bien el derivado desulfatado (desulfo-YTX ) no presenta cardiotoxicidad, hígado y páncreas se ven afectados a partir de dosis intraperitoneales de 300 µg ·
kg -1 (Terao et al., 1990). La toxicidad oral es al menos un orden de magnitud más baja que la toxicidad
intraperitoneal (Ogino et al., 1997; Aune et al., 2000)
no observándose efectos diarreicos tras su administración, hecho que cuestiona la pertinencia de la inclusión de estas sustancias en el grupo DSP. Aunque
el mecanismo de acción de las Yesotoxinas no está
totalmente dilucidado, estudios con linfocitos humanos sugieren que estas toxinas actúan sobre los canales de calcio celulares, de manera similar a las
brevetoxinas y a la maitotoxinas, incrementando los
niveles citosólicos de estos iones (de la Rosa et al.,
2001).
La reciente Decisión 2002/225/CEE fue elaborada sobre la base de un análisis de riesgo llevado a
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
cabo por un grupo de trabajo organizado por la Comisión Europea y el Laboratorio Comunitario de Referencia de Biotoxinas Marinas y constituido por expertos internacionales en la materia. La Decisión
establece el nivel máximo total de AO, DTXs y PTXs
-1
en 160 µg equiv. AO · kg de cuerpo entero o cualquier parte comestible por separado; el nivel máximo
-1
de YTXs 1 mg equiv. YTXs · kg de cuerpo entero o
cualquier parte comestible por separado y el nivel
-1
máximo de AZPs en 160 µg equiv. AZP ·kg de cuerpo entero o cualquier parte comestible por separado.
Esta legislación supone un avance muy importante
en cuanto a la armonización de los controles sanitarios de este tipo de sustancias en los mariscos, al
designar claramente que sustancias deben ser objeto
de control, y cuales son los niveles de tolerancia. La
Decisión contempla la posibilidad de que además de
los bioensayos, otros métodos de detección alternativos, como son los métodos químicos y los ensayosin
vitro bioquímicos puedan ser utilizados para el control de estas toxinas, siempre que hayan sido previamente validados siquiendo un protocolo reconocido
internacionalmente y que se demuestre que su aplicación proporciona un nivel equivalente de protección de la salud pública.
Los ensayos que se describen a continuación se
utilizan para la determinación de toxinas pertenecientes
a los grupos anteriormente mencionados en distintos
países, pero tanto el rango de sustancias detectadas
por los mismos, como la sensibilidad, difiere de unos
protocolos a otros, y por lo tanto no son ensayos equivalentes.
1.3.2. EL BIOENSAYO DE LA RATA
En el bioensayo de la rata (Kat et al., 1983), ratas Wistar (Rattus norvegicus 100-120g) son alimentadas con el hepatopáncreas de los moluscos a analizar. Al día siguiente se valora la consistencia de las
heces: normal (0 ó -), normal-blanda ( 1 ó +), blanda
(2 ó ++), blanda-diarreica (3 ó +++) o diarreica (4 ó
++++). Una consistencia distinta a la normal (> 0) es
interpretada como presencia de toxinas DSP en la
muestra y se traduce en la calificación de dicho alimento como “no apto para el consumo”.
El bioensayo de la rata es un ensayo de administración oral, y por tanto simula el modo de intoxicación en humanos. Los síntomas que muestra la rata
son similares a los del síndrome diarreico en humanos. Por otra parte no se realiza una extracción quími-
91
ca de las toxinas de tal forma que se evitan posibles
pérdidas de toxinas asociadas a este proceso. Con
este procedimiento únicamente son detectadas las
toxinas que producen síntomas genuinamente
diarreicos, fundamentalmente el AO y derivados, probablemente algunas pectenotoxinas y los
azaspirácidos. Si bien el ensayo es muy sensible para
la detección del AO y análogos, no existen actualmente datos sobre su nivel de sensibilidad en cuanto
a la detección de AZAs y sobre su eficacia para la
detección de las pectenotoxinas. Las yesotoxinas no
son detectadas por este ensayo.
El ensayo es cualitativo y poco específico, de tal
forma que agentes diarreicos diferentes al AO y derivados pueden producir resultados positivos e influir
en el diagnóstico. La precisión es baja debido a la
amplia variación individual en la sensibilidad y
sintomatología de las ratas.
1.3.3. BIOENSAYOS
EN RATÓN
Bioensayo de Yasumoto (1978)
El protocolo del bioensayo en ratón basado en el
ensayo propuesto por Yasumoto en 1978 (Yasumoto
et al., 1978), es utilizado en numerosos países para el
control sanitario de DSP (el protocolo detallado se
encuentra en el Anexo I).
En el procedimiento original, las toxinas son extraídas del hepatopáncreas de los moluscos con
acetona. Tras evaporación del solvente y resuspensión
del residuo en solución salina estéril, el extracto final
es inyectado intraperitonealmente en cada uno de tres
ratones albinos (aproximadamente 20g),
procediéndose a la observación de los mismos durante un tiempo entre 24 y 48 h, para realizar el cálculo de la toxicidad en lo que se denomina “unidades
ratón” (UR). Los síntomas mostrados por el ratón
son postración y debilidad general. En el caso de este
grupo de toxinas, se define la UR como la cantidad
mínima de toxina administrada por inyección
intraperitoneal que se necesita para producir la muerte
de un ratón de 20 g en 24 h. Según estudios de
Yasumoto, una UR corresponde a 4 µg de AO y 3.2
µg de DTX1. En el caso de tiempos de supervivencia
inferiores a 24 h, la determinación de la toxicidad en
UR requiere sucesivas diluciones del extracto hasta
encontrar aquélla que produce la muerte de los ratones en 24 h. El límite que se estableció originalmente
en Japón fue de 5 UR · 100g -1 carne. Dado que este
CAPÍTULO 3: ENSAYOS IN VIVO E IN VITRO PARA DETECCIÓN DE TOXINAS
92
Tabla 3. Síntomas de toxinas detectables por el bioensayo en ratón (Yasumoto et al., 1978).
Toxinas
Síntomas de inyección intraperitoneal
AO, DTX1, DTX2
Postración, debilidad de los miembros, convulsión (40´- 24h)
DTX3
Postración, debilidad de los miembros, convulsión (1h –48h)
Pectenotoxinas
Similar PSP, tiempo de supervivencia por encima de 20´ (30´-24h)
Yesotoxinas
Similar PSP, tiempo de supervivencia por encima de 20´ (40´-5h)
Brevetoxinas B1, B2
Gimnodimina
Similar PSP, tiempo de supervivencia por encima de 20´ (40´-48h)
Similar PSP, tiempo de supervivencia por encima de 20´ (40´-36h)
(a pequeñas dosis, parálisis progresiva)
Similar PSP
Espirólidos
Similar PSP
Pinnatoxina
Similar PSP
Ciguatoxina
Diarrea, disnea, parálisis, convulsión
Palitoxina
Parálisis progresiva, cianosis, postración
Aplisiatoxina
Diarrea severa, postración
Lingbiatoxina
Postración, parálisis progresiva, convulsión previa a la muerte
Ácido domoico
Espasmos, rascado de orejas
Ácido Azaspiro
procedimiento es largo y laborioso, en la práctica se
suele utilizar el tiempo de supervivencia del ratón para
la evaluación de la toxicidad.
No existe consenso internacional en cuanto al
criterio de positividad del bioensayo, variando éste
entre: “dos ratones muertos de tres inyectados antes
de 5 h” y “dos ratones muertos de tres inyectados
antes de 24 h”. El bioensayo en ratón de Yasumoto
(1978) es adecuado para la detección de AO
yDinofisitoxinas, Pectenotoxinas y Yesotoxinas a los
niveles establecidos en la Decisión 2002/224/CEE,
siempre que se utilize como criterio de positividad
“dos ratones muertos de tres inyectados antes de 24
horas”. El hecho de que los azaspirácidos se distribuyan a través de todos los tejidos de los moluscos,
hace que este protocolo, que utiliza como muestra
analítica el hepatopáncreas, no sea suficientemente
sensible para la detección de estas sustancias a los
niveles regulados en la Decisión. El ensayo detecta
otras posibles toxinas liposolubles que pudieran estar
presentes en los moluscos como son: espirólidos,
gimnodimina, brevetoxinas y ciguatoxinas (Tabla 3).
La sintomatología del ratón es muy diferente dependiendo de las substancias presentes, pero no siempre es posible discernir qué tipo de toxinas o sustancias han producido su muerte. Aunque por su carác-
ter poco selectivo, el ensayo es susceptible de
interferencias (toxinas PSP, ASP, sales, ácidos grasos,
etc.), este ensayo ha demostrado gran eficacia en la
protección de la salud pública a lo largo de muchos
años de aplicación en numerosos países. La reciente
introducción en la legislación europea del control de
los azaspirácidos hace que este bioensayo deba ser
modificado de manera que permita el análisis del cuerpo entero del molusco o bien complementado mediante la aplicación de métodos analíticos tales como
la Cromatografía Liquida de Alta Eficacia acoplada
a la Espectrometría de Masas.
Bioensayo en ratón de Yasumoto (1984)
Con el propósito de eliminar las interferencias
producidas por las toxinas PSP en el bioensayo propuesto en 1978, se desarrolló un protocolo alternativo (Yasumoto et al., 1984). Tras la evaporación de la
acetona del extracto bruto, se procede a una
redisolución del extracto lípido-acuoso en éter
dietílico, posteriores lavados de la fase etérea con
pequeños volúmenes de agua, evaporación del éter y
de nuevo resuspensión del extracto en solución salina estéril para posterior inoculación en los ratones.
Con este procedimiento no sólo las toxinas PSP sino
también otras interferencias de tipo polar debidas a
toxinas ASP o sales, que podrían estar presentes en
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
93
las muestras, son eliminadas en la fase acuosa. Aunque los lavados del extracto etéreo con agua representan una mejora en cuanto a la eliminación de
interferencias, toxinas liposolubles de polaridad superior al AO, como es el caso de las yesotoxinas, son
parcialmente eliminadas en la partición con agua. A
pesar de ello, la elevada sensibilidad que presenta el
ratón a la presencia de las YTXs (un nivel de 160 µg
-1
YTX · kg ya produce la muerte del ratón) hace que
a pesar de que se puedan producir pérdidas durante
la partición, el protocolo sea suficientemente eficaz
para la detección de estas sustancias al nivel máximo establecido en la Decisión 2202/225 (1 mg YTX
/ Kg). La eficiencia del protocolo en lo que se refiere
a la extracción de las YTXs puede ser aumentada
sustituyendo el éter dietílico por diclorometano o
acetato de etilo. Sin embargo, el acetato de etilo presenta para su uso en rutina problemas operativos
derivados de las emulsiones que se producen durante la partición con agua. Aunque el diclorometano no
presenta este inconveniente, su elevada toxicidad y
las regulaciones existentes en algunos paises restringiendo su uso podrían dificultar su aplicación en aquellos laboratorios que realicen un número elevado de
análisis. Una ventaja adicional de los protocolos que
R1
R2
R3
R4
Azaspirácido (AZA)
H
H
Me
H
Azaspirácido-2 (AZA2)
H
Me
Me
H
Azaspirácido-3 (AZA3)
H
H
H
H
Azaspirácido-4 (AZA4)
OH
H
H
H
Azaspirácido-5 (AZA5)
H
H
H
OH
Fig. 5 Estructura de los azaspirácidos y acción letal en los ratones de los extractos inyectados intraperitonealmente (i.p.). Nombre común: 8-metilazaspirácido (AZA2); 22-dimetilazaspirácido
(AZA3); 3-hidroxi-22-dimetilazaspirácido (AZA4); 23-hidroxi22-dimetilazaspirácido (AZA5).
incluyen particiones líquido/líquido con agua (ver protocolo en Anexo 1) es que variando adecuadamente
las cantidades de los solventes de extracción, permiten su aplicación a la determinación de las toxinas
sobre el cuerpo entero de los moluscos. El realizar la
determinación de las toxinas a partir del cuerpo entero produce resultados de mayor exactitud y es más
susceptible de estandarización, pero la mayor laboriosidad del proceso había limitado hasta la fecha su
aplicación en rutina en programas de control que requieren normalmente el procesado y análisis de un
número muy elevado de muestras. Sin embargo, el
descubrimiento de la ocurrencia en moluscos del
azaspirácido y análogos (Fig. 5), responsables del
AZP, la constatación de que estas toxinas no se concentran en las glándulas digestivas de los moluscos,
sino que se distribuyen por todos los tejidos del molusco, y la reciente legislación europea que regula su
control, tienen como consecuencia que deba ser considerada la introducción en rutina del análisis del cuerpo entero para de esta forma posibilitar el control
sanitario de los azaspirácidos, a la espera de que se
desarrollen ensayos más específicos. Con este fín se
ha desarrollado recientemente un bioensayo en ratón
(Yasumoto, en prep.) que permite la detección conjunta de AO, DTXs, PTXs, YTXs y AZAs a los niveles regulados en la reciente Decisión. El hecho de
que debido a la menor toxicidad por vía oral de las
YTXs, se haya establecido en la legislación europea
un nivel de tolerancia superior al establecido para el
resto de las toxinas liposolubles, unido a su elevada
toxicidad por via intraperitoneal, que da lugar a la
muerte del ratón en tiempos usualmente inferiores a
6 horas (Yasumoto, com. pers.) y por tanto, a resultados positivos del ensayo, ha introducido una nueva
problemática ligada a la aplicación de los protocolos
de bioensayo disponibles en la actualidad: se pueden
obtener resultados positivos en el bioensayo en ratón
aún cuando las YTXs se encuentren en niveles por
debajo del nivel máximo regulado. Para paliar este
problema, el bioensayo para la determinación de las
toxinas en cuerpo entero mencionado anteriormente
contempla un protocolo adicional para ser aplicado
en el caso de que, debido a la sintomatología presentada por el ratón, se sospechara la presencia de YTXs
en los moluscos. Incluye la realización de una partición líquido/líquido entre diclorometano y metanol
acuoso (60%) que permite determinar la presencia
de AO, DTXs, PTXs y AZAs a niveles superiores a
los regulados en la legislación europea en el extracto
CAPÍTULO 3: ENSAYOS IN VIVO E IN VITRO PARA DETECCIÓN DE TOXINAS
94
de diclorometano, y la presencia de YTXs a niveles
-1
superiores a 1 mg · kg en el extracto metanólico. Si
bien este bioensayo es susceptible de modificaciones
o refinamientos en función de una experimentación
posterior, permite en su estado actual abordar la implantación de la reciente Decisión europea (ver Anexo
I).
µg OA/100g
50
Diarrea
20
16
12
Como ya se ha mencionado anteriormente, el
protocolo original del bioensayo en ratón para la detección de toxinas diarreicas se diseñó para que la
determinación y expresión de la toxicidad se efectuara en UR, estableciéndose un límite de 5 UR · 100
g -1 carne (Yasumoto et al., 1984a).
8
Estudios posteriores comparando los resultados
del bioensayo en ratón y de determinación de AO
por HPLC con detección fluorimétrica mostraron que
tiempos de supervivencia de 5 h se corresponden con
concentraciones de AO cercanas a y en algunos casos superiores a 2.8 µg AO · g -1 HP, considerablemente superiores a las determinadas por Le Baut et
25 % hp
u
20 % hp
u
30
Tiempo de supervivencia como criterio de
positividad
En los últimos años, algunos países redujeron el
tiempo de supervivencia, considerado como resultado positivo en el bioensayo de 24 a 5 h. Esta modificación en el criterio de positividad se efectuó a raíz
del estudio llevado a cabo por Le Baut et al. (1990)
utilizando como material de experimentación
mejillones contaminados naturalmente con una concentración elevada de AO. El extracto de dicha muestra se sometió a diluciones seriadas que fueron inoculadas a ratones, hasta alcanzar aquélla que producía en los animales tiempos de supervivencia superiores a 24 h. Tras determinación por HPLC del contenido en AO de los extractos de mejillón objeto de
estudio, los autores concluyeron que tiempos de supervivencia superiores a 5 h se correspondían con
cantidades de AO inferiores a 4 µg y que no existían
diferencias significativas en las cantidades de AO
que daban lugar a tiempos de supervivencia comprendidos entre 5 y 24 h, esto es, 4 µg de AO o lo que
es lo mismo, 0.8 µg de AO por g hepatopancreas
(HP) en el caso más usual de inoculación de un extracto correspondiente a 5 g de HP. Como consecuencia, tiempos superiores a 5 h fueron considerados como resultados negativos en el bioensayo en
ratón, adoptándose este criterio de positividad en varios países que realizan control de toxinas DSP.
n
40
n
tiempo
supervivencia
s 15 % hp
s
l
l
0.8
24h
10% hp
2 µg OA/g hp
5h
Fig. 6. Cálculo de la toxicidad DSP en relación con la masa
visceral completa (carne total) del bivalvo.
al. (1990). Vieites et al. (1996), tras analizar por ambos métodos un número de muestras superior a 100,
encontraron que la utilización de un tiempo de 5 h
como criterio de positividad incrementaba desde el
35 hasta el 76 % el porcentaje de resultados negativos para niveles tóxicos comprendidos entre 2 y 3 µg
AO · g-1 HP. Asimismo, Vale & Sampayo (1996)
mostraron que aunque tiempos de supervivencia comprendidos entre 5 y 24 h se correspondían en la mayor parte de las muestras analizadas con concentraciones de AO + DTX2 de 2 µg AO eq. · g-1 HP
aproximadamente, existían muestras con un contenido superior en toxinas DSP que producían tiempos
de supervivencia superiores a 5 h. Estos resultados
ponen de manifiesto que la reducción en el tiempo de
supervivencia de 24 a 5 h lleva consigo una mayor
permisividad en cuanto a los niveles de AO en los
moluscos.
Por otra parte, cuando se valora el grado de protección al consumidor que proporcionan los diferentes criterios de positividad del bioensayo en ratón es
importante tener en cuenta el alto grado de incertidumbre asociado al resultado del ensayo. Si bien el
objetivo del mismo es evaluar la toxicidad de la parte
comestible del molusco, lo que en la práctica se corresponde en muchas especies con todo el molusco,
el ensayo se realiza usualmente sobre el
hepatopáncreas, asumiendo que las toxinas diarreicas
se acumulan preferentemente en las glándulas digestivas. Cuando se considera la relación entre el tamaño del HP y el del cuerpo entero del molusco, se
ponen en evidencia variaciones intra e inter-específicas significativas (entre 7-25% expresado en por-
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
centaje del peso del HP con respecto al cuerpo entero del molusco). La Fig. 6 (Míguez et al., 1998) muestra la incertidumbre en el cálculo de la toxicidad expresada en relación al cuerpo entero que corresponde a los diferentes criterios de positividad. Si consideramos un intervalo de variación en el porcentaje
de HP con respecto al cuerpo entero del molusco
entre 10 y 20%, un tiempo de supervivencia de 24 h
se corresponde con una concentración aproximada
de 0.8 µg AO · g -1 HP de manera que la toxicidad
total del molusco estaría comprendida entre 8 y 20
µg equiv. AO · 100 g -1 de molusco, mientras que utilizando un tiempo de muerte de 5 h como criterio de
positividad la toxicidad del molusco estaría comprendida entre 20 y 50 µg AO · 100 g -1 de molusco, cantidades muy próximas e incluso superiores a aquéllas
que producen diarrea, es decir, 40-48 µg AO.
Como última consideración, en el supuesto de que
toxinas diarreicas de actividad biológica más lenta
que el AO, como es el caso de la DTX3, estuvieran
presentes en las muestras de molusco, la curva dosis
respuesta varía teniendo lugar una demora en la aparición de los síntomas de hasta 24 h.
Como conclusión, la reducción, de 24h a 5h, del
tiempo de supervivencia correspondiente a un resultado positivo aumenta de manera notable las posibilidades de que moluscos con cantidades nocivas de
AO sean puestos en el mercado.
Los diferentes protocolos de bioensayo en ratón
aplicados en la actualidad para la determinación de
toxinas DSP y los criterios de positividad del ensayo
no son equivalentes. Es de esperar que, con el desarrollo de nuevas técnicas de detección y cuantificación
de toxinas, con el análisis riguroso de datos
epidemiológicos y el desarrollo de estudios
toxicológicos, y con una mayor asequibilidad de patrones de las diferentes toxinas, se armonizarán alos
nivel internacional los niveles de tolerancia, de manera que los criterios de riesgo y los protocolos
metodológicos utilizados en diferentes países convergerán.
Mientras tanto, al igual que en el caso de las toxinas del grupo PSP, el bioensayo en ratón permanece
como un elemento fundamental en los programas de
control sanitario de este grupo de toxinas.
95
1.4. BIOENSAYO EN RATÓN PARA LA DETERMINACIÓN DE BREVETOXINAS (NSP)
El NSP es un síndrome tóxico producido por la
ingestión de mariscos contaminados con brevetoxinas,
sustancias polietéreas liposolubles producidas por el
dinoflagelado Karenia brevis (=Gymnodinium breve, Ptychodiscus brevis) (Steidenger, 1983). Las
brevetoxinas son potentes neurotoxinas cuyo mecanismo de acción se desarrolla a través de la activación de los canales de sodio de las membranas celulares.
La determinación de toxinas NSP en mariscos
con fines de control sanitario se lleva a cabo mediante bioensayo en ratón y no está tan generalizada como
la determinación de las toxinas PSP o DSP, fundamentalmente debido a que los agentes productores
de estas toxinas parecen estar restringidos
geográficamente a determinadas zonas costeras del
este de Estados Unidos, México y Nueva Zelanda
(Mc Farren et al., 1965; Ishida et al., 1995).
En la actualidad, el método oficial en Estados
Unidos para la determinación de NSP con fines de
control sanitario es el procedimiento de la American
Public Health Association, (APHA, 1985, originalmente Irwin, 1970), que está basado en la extracción
de las toxinas con éter dietílico. Sobre un
homogeneizado del molusco entero, previamente
acidificado y llevado a ebullición durante un período
de 5 min, se realizan sucesivas extracciones con éter
dietílico. Tras evaporación del solvente, el residuo se
resuspende en aceite de semilla de algodón de tal
forma que se alcance una concentración de 10g de
muestra por ml. Alicuotas de 1 ml se inyectan
intraperitonealmente a 2 o más ratones. Los ratones
se observan un mínimo de 6 h. A partir de los tiempos de muerte de los ratones se calcula el número de
UR según la tabla de Irwin (Irwin, 1970). Un tiempo
de supervivencia de 6 h se corresponde con 20 UR ·
100 g-1 carne. Un valor superior a 20 UR · 100 g-1
carne da lugar a que los moluscos se consideren no
aptos para el consumo humano.
En Nueva Zelanda, país que ha experimentado
episodios tóxicos con ocurrencia simultánea de varios grupos de ficotoxinas, se utiliza el método desarrollado por Hannah et al. (1995) para la determinación de toxinas NSP y DSP a partir del mismo extracto. El método se basa en la extracción de las toxinas liposolubles con acetona, seguida de una partición en diclorometano. El extracto de diclorometano
CAPÍTULO 3: ENSAYOS IN VIVO E IN VITRO PARA DETECCIÓN DE TOXINAS
96
es evaporado a peso constante y suspendido en una
solución detergente salina para posterior inoculación
al ratón. Los resultados del bioensayo en ratón se
evalúan en función de los tiempos de supervivencia a
partir de los cuales se calculan las UR según definición de Irwin (Irwin, 1970).
1.5. BIOENSAYO EN RATÓN PARA LA DETERMINACIÓN DE CIGUATOXINAS (CFP)
Las ciguatoxinas son unas neurotoxinas
liposolubles termoestables, presentes en ciertos peces de mares tropicales y subtropicales. Estas toxinas son sintetizadas por Gambierdiscus toxicus y
otros dinoflagelados bentónicos, y posteriormente
trasmitidas al hombre a través de las redes tróficas.
Recientemente, se han descrito tres nuevas especies
de Gambierdiscus que también producirían CTXs
(G. pacificus, G. australis y G. polyniensis). Las
microalgas son consumidas por peces herbívoros que
a su vez son alimento de peces carnívoros y del hombre. El mecanismo de acción de las CTXs se desarrolla a través de la activación de los canales de sodio
de las membranas celulares dando lugar en el hombre al síndrome tóxico conocido como Ciguatera,
caracterizado por un amplio espectro de síntomas
gastrointestinales, circulatorios y neurológicos.
El bioensayo en ratón es el método más utilizado
en la actualidad para la detección de ciguatoxinas en
sus organismos transvectores. Además del bioensayo
en ratón, se han desarrollado otros ensayos utilizando diferentes animales de experimentación tales como
pollos (Vernoux et al., 1985), gatos (Hessel et al.,
1960; Bagnis et al., 1985; Lewis, 1987), mosquitos
(Bagnis et al., 1985, 1987), larvas de dípteros
(Labrouse et al., 1992), etc., que son utilizados en un
número reducido de laboratorios, y de los que el más
prometedor como alternativa al bioensayo en ratón
podría ser el que utiliza larvas de dípteros (Lewis,
1995).
La ejecución del bioensayo en ratón requiere un
tratamiento previo de la muestra que es largo y laborioso (2-3 días). Si bien existen diferentes protocolos,
el principio general consiste en la extracción del tejido con acetona seguida de diferentes particiones líquido-líquido (Scheuer et al., 1967) tales como: a)
agua:dietileter seguida de metanol:hexano (Yasumoto
et al., 1984b); b) metanol-agua:hexano seguida de
etanol-agua:éter dietílico (Lewis et al., 1993); c)
metanol-agua:hexano seguida de agua:cloroformo
(Dickey et al., 1994), etc. Adicionalmente se ha pro-
puesto una posterior extracción en fase sólida (columna) previo al ensayo en ratón (Dickey et al., 1994).
La complejidad de estos protocolos se explica en parte
por la dificultad que conlleva la extracción de las
ciguatoxinas, de naturaleza lipofílica, y por la posible
presencia de otras sustancias más hidrofílicas o
lipídicas que las ciguatoxinas, que podrían interferir
en el bioensayo ratón y que por tanto deben ser eliminadas. Si bien han sido desarrollados protocolos
más cortos y rápidos para la preparación de la muestra, éstos pueden no ser adecuados para todas las
muestra de pescado.
Para la ejecución del ensayo ratón, una alicuota
del extracto se evapora, se pesa, y se resuspende en
una solución fisiológica (0.8% NaCl, 1% Tween 60)
que se inyecta por vía intraperitoneal al ratón. La
cantidad varía en función de los diferentes protocolos. Se recomienda inyectar al ratón (de 18-21 g) 0.5
ml de la solución fisiológica con el extracto (un máximo de 20 mg de extracto en peso seco). La dosis de
extracto inyectada a cada ratón podría por ejemplo
corresponder a 45, 90 o 180 g de equivalentes en
peso fresco de tejido muscular de pescado. Una evaluación de la toxicidad oral de las ciguatoxinas ha
demostrado equipotencia en relación a la administración por vía intraperitoneal. El ensayo ratón se realiza en duplicado o triplicado. Tras la inyección, se
observa a los animales durante 48 h. Como síntomas
de ciguatoxicidad se incluyen: inactividad,
piloerección, vasodilatación de las orejas, cianosis de
la cola, pies y hocico, lagrimeo, salivación, diarrea,
disnea, marcha inestable, temblores, convulsiones,
saltos y muerte por parálisis respiratoria. Si tras la
administración de extracto se observaran tiempos de
supervivencia cortos, se deberán reducir las dosis de
cara a observar los síntomas característicos del síndrome. Se define la UR como la cantidad de toxina
necesaria para matar a un ratón (20 g) en 24 h. Si
bien se ha aconsejado que se deben evitar aquellos
peces que contengan ciguatoxinas en concentraciones superiores a 2.5 UR · 100 g-1 (Yasumoto et al.,
1984b), la sola presencia de CTXs en la muestra podría ser un elemento disuasivo para el consumo.
2. Ensayos in vitro
2.1. Ensayos de inhibición enzimática
Algunas ficotoxinas marinas y de agua dulce son
potentes inhibidores de la actividad de ciertas enzimas
que regulan procesos biológicos de importancia
crucial. En concreto, el AO y algunos de sus análo-
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
gos (DTX1, DTX2...) ejercen su actividad biológica
a través de mecanismos de inhibición de las proteinfosfatasas PP1 y PP2A, dos importantes enzimas que
intervienen en el control de procesos tales como la
división y crecimiento celular, organización estructural, metabolismo, control hormonal, etc (Bialojan &
Takai, 1988). Estas enzimas regulan la desfosforilación
de proteínas como la serina y la treonina en las células eucarióticas (Cohen, 1989; Cohen et al., 1990).
Como consecuencia de la inhibición de la actividad
enzimática producida por estas toxinas, se produce
un incremento de las proteínas fosforiladas. Así, el
efecto diarreico de estos compuestos ha sido atribuido a la acumulación de proteínas fosforiladas que
controlan la secreción de sodio en las células intestinales. La acción inhibitoria ejercida sobre las
fosfatasas es también responsable de la promoción
de crecimiento tumoral que exhiben el AO y congéneres (Fujiki et al., 1992; Fujiki & Suganuma, 1993).
Teniendo en cuenta que la magnitud de la inhibición
de fosfatasas es proporcional a la concentración de
toxinas, este mecanismo puede ser utilizado para medir
el contenido de estas sustancias en muestras de
moluscos o fitoplancton.
Basándose en estos hallazgos se han desarrollado diferentes ensayos, cuyo principal interés es que
el parámetro que se evalúa, esto es, la inhibición de
las fosfatasas, está directamente relacionado con el
mecanismo de acción de estas toxinas y por tanto
con su acción biológica y toxicidad. Son, por tanto,
ensayos funcionales. La magnitud de la inhibición
enzimática puede ser medida utilizando diversos
sustratos naturales o artificiales de las enzimas. Las
fosfatasas actúan sobre los diferentes sustratos causando su desfosforilación, proceso que es fuertemente
inhibido en presencia de estas toxinas.
Un ensayo basado en un sustrato radiactivo, la
32-glucógeno fosforilasa, fue desarrollado por Holmes
(1991) para la detección de AO y DTX1, y fue posteriormente utilizado por Chen et al. (1993) para la
detección de inhibidores de fosfatasas de la familia
de las microcistinas, otras toxinas también presentes
en agua dulce y en ambientes marinos y producidas
por cianobacterias. El ensayo está basado en una separación previa de las toxinas mediante HPLC y en
la medición posterior de la actividad fisiológica de
estas toxinas en base a su capacidad para inhibir la
desfosforilación de la fosforilasa a través de la inhibición de la protein fosfatasa. El grado de
desfosforilación se mide a través de la formación de
97
32
P, que es cuantificado mediante un contador de
centelleo, siendo la cantidad de 32P inversamente proporcional a la cantidad de toxina presente. La sensibilidad de este método es muy alta, del orden de 10
pg de AO . Basado también en un substrato radiactivo,
la fosfohistona, Honkanen et al. (1996) desarrollaron un ensayo de inhibición enzimática para la detección del AO en extracto de ostras, con un limite de
detección de 0.2 µg · g -1 de tejido del molusco.
El principal inconveniente de estos ensayos desde el punto de vista de su aplicación en laboratorios
de control sanitario es el uso de compuestos
radiactivos, que presentan un coste muy elevado y
especiales dificultades en relación con su manipulación, eliminación y con la protección de los usuarios.
Takai & Mieskes (1991) estudiaron la aplicación
del para-nitrofenil fosfato como sustrato para la
PP2A, y sugirieron la posibilidad de su uso para la
detección colorimétrica del AO en moluscos. Basados en este mismo sustrato, Simon & Vernoux (1994)
propusieron un ensayo colorimétrico de inhibición de
fosfatasas, utilizando una preparación semipurificada
de PP1 y PP2A obtenida a partir de músculo de conejo. La mínima concentración detectada en este
ensayo es de 4 ng · ml -1 en soluciones acuosas y 100
ng · g -1 en mejillones. Con posterioridad, Tubaro et
al. (1996) desarrollaron un ensayo similar utilizando
PP2A comercial y aplicando para la detección
colorimétrica un lector de placas de pocillos múltiples. El ensayo requiere una purificación previa del
extracto a través de diferentes particiones
líquido:líquido para eliminar sustancias de la matriz,
como son los ácidos grasos, que producen
interferencias. El límite de detección es de 63 pg ·
ml-1 ó 2 ng · g-1 glándula digestiva del molusco. El
ensayo colorimétrico ha sido desarrollado en dos versiones en forma de kit, uno de ellos comercializado
por la compañía italiana TECNA, y otro comercializado por la compañía chilena TEPUAL.
Vieytes et al. (1997) desarrollaron un ensayo
fluorimétrico de inhibición de fosfatasas, utilizando
PP2A comercial y diferentes sustratos fluorescentes
como son: 4-metil-lumbeliferona, fluorescein difosfato
(FDP), 6,8, difluoro-7-hidroxi-4-metilumbeliferona
fosfato (Di FMUP), 9H- (1,3-dicloro-9,9dimetilacridin-2-one-7-yl) fosfato, sal diamonio
(DDAO fosfato) y 4 metilumbeliferona fosfato (4MUP). El ensayo puede realizarse con cualquiera de
los sustratos mencionados en placas de pocillos múltiples, siendo necesario en este caso un lector de fluo-
CAPÍTULO 3: ENSAYOS IN VIVO E IN VITRO PARA DETECCIÓN DE TOXINAS
98
Fig. 7 Detección de toxinas del grupo del AO mediante la medida de la inhibición de la actividad de las fosfatasas. Las estrategias de
detección comprenden la evaluación por colorimetría o fluorimetría de la concentración de producto (placas de 96 pocillos) o bien la
medición de la radioactividad.
rescencia. Este ensayo conlleva una extracción sencilla de las toxinas con metanol 80%, no requiere una
purificación posterior de las muestras, y permite la
realización del análisis simultáneo de un número elevado de muestras en un tiempo reducido. Es muy
sencillo, de ejecución rápida y gran sensibilidad, con
un límite de detección de 3.2 pg AO · ml -1. Los mismos autores han aplicado con éxito este tipo de ensayo a la determinación de microcistinas (Fontal et
al.,1999). Estudios recientes, comparando el ensayo
colorimétrico y el fluorimétrico (Mounfort et al.,
1999), han mostrado que el ensayo fluorimétrico es
más preciso y sensible y produce menos falsos positivos que el que utiliza los sustratos cromogénicos.
Los ensayos de inhibición enzimática (Fig. 7) son
muy simples, sensibles, rápidos y selectivos, y tienen
capacidad para detectar otras sustancias bioactivas
potencialmente tóxicas a través de los mismos mecanismos de inhibición enzimática. El ensayo es adecuado para la detección del AO, DTX1, DTX2 y
presumiblemente cualquier isómero de estas toxinas.
Otras toxinas del grupo, como son la DTX3, los diolésteres y la DTX4 no presentan actividad inhibitoria
de las enzimas, pero su presencia puede ser detectada mediante estos ensayos si se realiza una hidrólisis
previa (Mounfort et al., 2001).
Si bien la utilización de estos ensayos con fines
de control de la presencia de AO y análogos en los
mariscos está actualmente limitada por la falta de
estudios robustos de validación, existen iniciativas importantes dirigidas a este fin, de manera que es previsible que en un futuro próximo los ensayos de inhibición enzimática sean utilizados como herramientas
de control sanitario. Las pectenotoxinas y las
yesotoxinas no son inhibidores de las proteinfosfatasas, y por tanto no son detectadas con este
tipo de ensayos, de manera que los ensayos de inhibición enzimática con fines de control sanitario tendrán que ser complementados con otros ensayos o
análisis que detecten las PTXs y las YTXs.
2.2. Inmunoensayos
Existen diversos tipos de inmunoensayos para la
detección de ficotoxinas marinas basados en el uso
de anticuerpos especialmente desarrollados contra
ellas. Dichos anticuerpos se obtienen aprovechando
la capacidad que tiene el sistema inmune de los animales de protegerlos contra organismos patógenos o
sus toxinas produciendo, a través de sus linfocitos,
una serie de proteínas (anticuerpos) capaces de unirse
específicamente a moléculas extrañas al organismo.
Una molécula capaz de unirse a un anticuerpo se
denomina antígeno, y la capacidad de generar una
respuesta inmune por parte de una molécula se denomina inmunogenicidad. Uno de los principales problemas que se plantea a la hora de obtener anticuerpos
contra las ficotoxinas marinas es su escasa
inmunogenicidad debido, principalmente, a sus características estructurales. Esto significa que por sí mis-
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
mas no inducirían la producción de anticuerpos al ser
inyectadas dentro de un animal. Por este motivo, deben ser unidas químicamente a otras proteínas denominadas «carriers», las cuales son capaces de provocar un respuesta inmune apropiada (un ejemplo
sería la ovoalbúmina o la hemocianina de determinados organismos como la lapa). Esto disminuye en gran
medida la eficiencia del proceso, ya que no toda la
toxina se va a unir al carrier.
Existen otros dos problemas añadidos al anterior.
Por un lado, la escasa disponibilidad de toxinas puras, que es esencial para la generación de anticuerpos
y por otro lado la complejidad de los distintos grupos
de toxinas marinas, que están constituidos por múltiples congéneres muy similares entre sí, lo que dificulta la obtención de anticuerpos específicos para cada
una de ellas. De ahí que en este tipo de ensayos cobre gran importancia lo que se denomina “reacción
cruzada” y que hace referencia a la reacción
inmunológica entre un anticuerpo específico, generado a partir de una toxina, y las toxinas
estructuralmente relacionadas con el antígeno a partir del cual fue generado el anticuerpo. Así, cuanto
mayor sea la reactividad cruzada de un anticuerpo,
mayor será el rango de toxinas relacionadas entre sí
potencialmente detectables por el inmunoensayo.
Los anticuerpos generados a partir de la inoculación del antígeno en el animal utilizado como fuente
de anticuerpos (generalmente conejo, oveja o cabra)
se recogen a partir del suero sanguíneo. Dicho suero
se denomina policlonal, porque contiene muchos
anticuerpos diferentes que reaccionarán contra diferentes partes (o epítopos) del antígeno inyectado. Sin
embargo, también se pueden obtener anticuerpos
monoclonales, es decir, anticuerpos que reaccionarán únicamente con un solo epítopo de la toxina, lo
que aumenta enormemente la especificidad del reconocimiento anticuerpo-toxina, disminuyendo las
reacciones cruzadas. La obtención de anticuerpos
monoclonales se consigue fusionando un solo linfocito B (productor de un solo tipo de anticuerpos) con
una célula tumoral que lo hará inmortal. De esta
manera se consigue una fuente ilimitada de un solo
tipo de anticuerpo altamente específico.
Existen numerosas variantes de inmunoensayos
que utilizan diferentes estrategias de acoplamiento
antígeno-anticuerpo como reacciones directas o indirectas, reacciones de competición, etc. La magnitud de la reacción inmunológica puede ser detectada
de diversas maneras, ya sea mediante el uso de mar-
99
cadores radiactivos (radioinmunoensayos, RIA),
marcadores fluorescentes (FIA) o mediante acoplamiento de una reacción enzimática (EIA). Los
inmunoensayos más frecuentes para la determinación de ficotoxinas son los denominados ELISA
(Enzyme-Linked Immunosorbent Assay), que pueden ser configurados en una gran variedad de
formatos y en los que básicamente, se mide la
interacción toxina-anticuerpo mediante la reacción de
una enzima ligada al anticuerpo con un sustrato específico de la misma, reacción que da lugar a un producto coloreado o fluorescente, y por lo tanto,
cuantificable.
Los inmunoensayos tienen un grado variable de
reactividad con los diferentes miembros de las toxinas pertenecientes a un mismo grupo y la sustitución
de determinados grupos funcionales afecta a la
reactividad cruzada de las toxinas con los anticuerpos.
Los inmunoensayos son ensayos estructurales de tal
forma que los anticuerpos reconocen moléculas de
similar estructura, que podrían no ser tóxicas, produciéndose en este caso falsos positivos, y no reaccionan con moléculas diferentes que presenten actividad biológica similar produciéndose en este caso falsos negativos. La correlación entre la respuesta
inmunológica y la toxicidad real depende por tanto de
los perfiles tóxicos de las muestras de fitoplancton o
de mariscos.
El principal inconveniente para adoptar los
inmunoensayos en el control sanitario de ficotoxinas
es la falta de respuesta de algunas toxinas, el desconocimiento de las reacciones cruzadas y la dificultad
de obtener una correlación satisfactoria entre la reacción inmunológica y la toxicidad real de las muestras. En contrapartida, la gran sensibilidad de los ensayos inmunológicos permite importantes aplicaciones como por ejemplo la localización de las toxinas
en diferentes compartimentos de las células o de los
tejidos, o el análisis de muestras clínicas obtenidas en
pacientes para el diagnóstico de intoxicaciones. Además, la posibilidad de diseñar y desarrollar algunos
de estos ensayos en formatos muy sencillos de fácil
aplicación, por ejemplo en la forma de bastoncillos
(“sticks”), hace que puedan ser fácilmente utilizados
para hacer análisis cualitativos o semi-cuantitativos
en el campo, sin necesidad de trasladar las muestras
al laboratorio.
En relación a la detección de toxinas DSP, se
han desarrollado varios métodos configurados como
RIA o ELISA, que utilizan anticuerpos preparados
CAPÍTULO 3: ENSAYOS IN VIVO E IN VITRO PARA DETECCIÓN DE TOXINAS
100
contra el AO. El radioinmunoensayo desarrollado por
Levine et al. (1988) se basa en la inhibición competitiva de la reacción entre AO tritiado y el anticuerpo
del AO producida por el AO de las muestras. La
magnitud de la inhibición se determina mediante contador de centelleo y permite la detección de hasta
0.2 ng AO · ml -1 . El método es sin embargo muy
laboriosos y complejo para su uso en rutina.
Existen comercialmente dos ELISA desarrollados en forma de kits para la determinación de AO: el
«DSP-Check» (Sceti, Tokio, Japón) y el «Okadaic
Acid kit» de Rougier Bio-Tech (Montreal). El DSPcheck utiliza anticuerpos monoclonales previamente
desarrollados por Usagawa e t a l .(1989). Los
anticuerpos monoclonales marcados con una enzima, reaccionan competitivamente con una cantidad
constante de AO fijada en los pocillos y con el AO
procedente de la muestra objeto de análisis. La cantidad de enzima es directamente proporcional a la
cantidad de anticuerpo fijado, que será tanto mayor
cuanto menor sea la cantidad de AO en las muestras, y que es medida colorimétricamente, de manera
que el contenido de AO de las muestras es
inversamente proporcional a la absorbancia. La sensibilidad del ensayo es de 20 ng · g -1. Los anticuerpos
utilizados en el kit presentan una reactividad cruzada
de aproximadamente 40 % con la DTX2 (Carmody
et al., 1995) y del 70 % con la DTX1 (Usagawa et
al., 1989) y no reaccionan con la DTX3.
El kit de Rougier Bio-Tech, está basado en el uso
de un anticuerpo monoclonal específico del AO (denominado 6/50) y un anticuerpo específico del anticuerpo monoclonal (1/59) (Shestowsky et al., 1992),
que está unido a la fase sólida y que compite con el
AO de las muestras por el anticuerpo 6/50. La cantidad de anticuerpo fijado es inversamente proporcional a la cantidad de AO y se mide mediante una reacción enzimática. La afinidad que presenta el anticuerpo 6/50 por la DTX1 y la DTX2 es entre 10 y 20
veces menor que la correspondiente al AO (Chin et
al., 1995), y la DTX3 no es detectada. Sin embargo,
algunos derivados del AO como son ésteres o diolésteres, DTX4 y DTX5 presentan una afinidad similar a la del AO (Shestowsky et al., 1993). Tanto las
pectenotoxinas como las yesotoxinas no reaccionan
con ninguno de los anticuerpos anteriormente mencionados y por tanto no son detectadas mediante estos inmunoensayos. La detección de la DTX3, en
cualquiera de las versiones del inmunoensayo requiere
una hidrólisis previa antes de su determinación.
Con respecto a la deteminación de toxinas PSP
mediante inmunoensayos, se han desarrollado diferentes versiones (ELISA, EIA, etc.) (Chu & Fan,
1985; Davio et al., 1985; Usleber et al., 1991,1995;
Chu et al., 1992; Burk et al., 1995) de las que existen en la actualidad dos sistemas comercialmente disponibles: el «Rida-screen Saxitoxin» (R-Biopharm
GmbH, Darmstadt, Alemania) y el «MIST-Alert»
(Jellet Biotek). El kit de RIDA-screen Saxitoxin es
un ELISA directo competitivo, en el que una cantidad fija de saxitoxina ligada a una enzima y las toxinas PSP presentes en las muestras compiten por los
anticuerpos fijados a la fase sólida. La reacción
colorimétrica entre la enzima y un sustrato de la misma permite la cuantificación de las toxinas presentes
en la muestra, cuya concentración será inversamente
proporcional a la absorbancia. El límite de detección
del ensayo para la saxitoxina es de 2 µg · kg -1. La
reactividad cruzada es buena para STX, GTX2 y
GTX3 siendo muy pobre en el caso de neo STX,
GTX1, GTX4 y toxinas decarbamoiladas, de manera
que en el caso de que estas toxinas estén presentes
en las muestras se produce una subestimación de la
toxicidad.
El MIST-Alert kit (Laycock et al., 2001) desarrollado por Jellett-Biotek es la más reciente aportación a las técnicas inmunológicas aplicadas a la detección de PSP. El test está basado en técnicas de
inmunocromatografía de flujo lateral y contiene una
mezcla de anticuerpos, producidos a partir de diferentes análogos. Está diseñado en un formato muy
sencillo y fácil de usar, para ser utilizado como método de criba, proporcionando una indicación cualitativa (positivo/negativo) a la presencia de toxinas PSP.
La STX, GTX 2-3, toxinas C1 y C2, B1 y dc STX
son detectables en concentraciones del orden de 200
nM. En el caso de Neo- STX, GTX1 y GTX4, se
requieren concentraciones entre 400 y 600 nM para
producir una respuesta positiva. El kit se encuentra
actualmente en proceso de validación. Debido a las
diferentes afinidades de la mezcla de anticuerpos
hacia los análogos individuales, no es posible establecer un límite de detección definitivo para el caso de
las diferentes mezclas de toxinas que pueden aparecer en diversas especies de moluscos. Dependiendo
del perfil tóxico, el límite de detección se encuentra
entre 7 y 60 µg STX eq. · 100 g -1 de tejido.
Con respecto a las ciguatoxinas, diferentes equipos han obtenido anticuerpos para su detección en
muestras de pescado. Si bien en algunos caso se ha
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
101
Fig. 8 Utilización del canal de sodio para la detección y cuantificación de saxitoxina (STX) y derivados, tetrodotoxina (TTX),
ciguatoxinas (CTX) y brevetoxinas (Pb-Tx) mediante ensayos de recpetor y ensayos celulares.
probado su relativa eficacia, aún no se ha podido asegurar una alta especificidad (Lewis, 1995). A pesar
de ello, han sido desarrollados diferentes ensayos
basados en anticuerpos adheridos a bastoncillos o a
placas, de cara a obtener respuestas con rapidez (1 h
o menos). Su eficacia, hasta la fecha, permanece objeto de estudio. Como ejemplos, cabe citar el ensayo
CIGUATECTTM de dudosa eficacia dada la gran cantidad de falsos positivos y negativos (Dickey et al.,
1994). Recientemente un nuevo ensayo, el CiguaCheckTM ha sido propuesto y comercializado, si bien
aún no se ha finalizado el proceso de validación.
2.3. Ensayos de receptores
El principio de los ensayos de receptor es la medición de la interacción que tiene lugar entre algunas
ficotoxinas marinas y ciertos componentes estructurales (proteínas) de las membranas celulares, como
son los canales de sodio (toxinas PSP, NSP y algunas de las relacionadas con el síndrome ciguatérico)
o bien el receptor del ácido glutámico, sustancia que
actúa como neurotrasmisor (toxinas ASP) (ver Fig.
8). Las toxinas anteriormente citadas ejercen su ac-
tividad biológica, y por tanto su toxicidad, a través de
su acción sobre estos receptores biológicos altamente específicos, de manera que el grado de afinidad de
una toxina dada por el receptor es directamente proporcional a su potencia tóxica.
Los receptores utilizados en los ensayos se aíslan
previamente a partir del tejido nervioso de animales
(por ejemplo rata o rana). Tras la disgregación de
estos tejidos se obtienen unos artificios constituídos
por canales o receptores y restos de membranas que
se denominan sinaptosomas. La estrategia de detección más usual en este tipo de ensayos es la
cuantificación del desplazamiento que una toxina, o
grupo de toxinas de una familia dada, ejerce de forma competitiva sobre un compuesto con afinidad por
el mismo receptor y previamente marcado con tritio.
En el radioensayo para determinación de PSP, la
saxitoxina (STX) y análogos, se ligan a los canales
de sodio presentes en los sinaptosomas, desplazando
de los mismos a la STX radiactiva previamente ligada a los canales. En función de la concentración de
las toxinas y de su potencia tóxica se produce un
mayor o menor desplazamiento del compuesto mar-
CAPÍTULO 3: ENSAYOS IN VIVO E IN VITRO PARA DETECCIÓN DE TOXINAS
102
cado. La saxitoxina radiactiva que no ha sido desplazada se cuantifica posteriormente mediante un contador de centelleo, de manera que la radioactividad
detectada será inversamente proporcional a la cantidad de toxinas PSP presentes en la muestra objeto
de estudio.
El primer radioensayo basado en este mecanismo de desplazamiento competitivo fue el desarrollado por Davio & Fontelo (1984) para la detección de
saxitoxina en muestras de plasma humano. Posteriormente, Vieytes et al. (1993) modificaron el ensayo introduciendo el uso de sinaptosomas ligados a
una fase sólida, lo que permitió la utilización de placas de pocillos múltiples y su aplicación al análisis de
extractos de moluscos. Doucette et al. (1997) modificaron el ensayo introduciendo el uso de un equipo
sofisticado de filtración (Millipore MultiScreen Assay
System) que simplifica el protocolo y cuya aplicación
al análisis de extractos de diferentes especies de
moluscos ha generado resultados muy consistentes
con el bioensayo en ratón de la AOAC. Recientemente, este mismo grupo ha demostrado la
aplicabilidad de la tetrodotoxina marcada con tritio
(Doucette e t a l ., 2000) como alternativa al
radioensayo de saxitoxina tritiada, cuyo transporte
está actualmente restringido por regulaciones internacionales. Estos autores han introducido además el
uso de contadores de centelleo de microplacas, en
sustitución de los contadores de centelleo convencionales, dando lugar a un ensayo más rápido, eficaz
y flexible.
Sierralta y colaboradores (Sierralta et al., 1996)
aplicaron el radioensayo para evaluar la toxicidad de
extractos de mariscos pertenecientes al programa
nacional de monitoreo y control de toxinas de Chile,
encontrando una buena correlación entre el desplazamiento de STX marcada y la toxicidad hallada
mediante bioensayo en ratón de la AOAC (R= 0.972,
N=41). El ensayo se aplicó en rutina para monitorear
niveles de PSP por debajo del límite de detección del
bioensayo en ratón en las áreas de producción de
moluscos del norte de Chile, demostrándose su
aplicabilidad como herramienta de detección y alerta
temprana de episodios tóxicos.
Se han desarrollado ensayos de receptor para la
detección de CTX, brevetoxinas (PbTx) y
tetrodotoxinas (TTX). En el caso de las toxinas ASP,
que exhiben su acción tóxica mediante la interacción
con los receptores glutamato, se ha desarrollado el
ensayo usando sinaptosomas de rana, ricos en este
tipo de receptores y kainato marcado con titrio (Van
Dolah et al., 1994).
Al igual que los ensayos de inhibición enzimática,
los radioensayos de receptor se basan en el mecanismo de acción de las toxinas y por lo tanto son ensayos funcionales de gran sensibilidad y especificidad, ya que sólo detectan aquellos compuestos que
actúan sobre los canales de sodio o los receptores
glutamato. El radioensayo es varios órdenes de magnitud más sensible que el bioensayo en ratón. La toxicidad es proporcional al grado de interacción con los
receptores. El grado de correlación de la respuesta
medida en el radioensayo con la toxicidad real de las
muestras es muy alto, con independencia de los perfiles de toxinas en la muestra.
Los principales problemas para su aplicación en
rutina se derivan de las dificultades para conseguir
una fuente consistente de receptores para los diferentes ensayos y de las dificultades de gran parte de
los laboratorios de monitoreo y control para trabajar
con marcadores radiactivos.
2.4. Ensayos celulares
La detección y cuantificación de ficotoxinas marinas en extractos obtenidos a partir de microalgas o
de alimentos puede realizarse mediante ensayos celulares, es decir aquellas metodologías que permiten
detectar, cualitativa o cuantitativamente, una respuesta tóxica en células mantenidas en cultivo y expuestas a uno o más agentes, en este caso ficotoxinas. La
respuesta celular se basa en las propiedades
bioquímicas o fisiológicas que pueden ser comunes a
toxinas que presenten diferentes estructuras
moleculares, de ahí que a menudo estas respuestas
sean inespecíficas. Las diferencias más significativas entre los ensayos propuestos se refieren al tipo
celular, a las condiciones de ensayo en función del
mecanismo de acción de las toxinas y a los
parámetros evaluados. Si bien existen ensayos celulares cualitativos que ponen en evidencia la presencia de una toxina a partir de la observación microscópica de su efecto tóxico, se han intentado desarrollar ensayos cuantitativos, que por lo general estiman
la concentración de toxina en el medio a partir de la
medida de una variable cuantificable (actividad
enzimática, viabilidad, etc.). De esta manera se puede calcular, por ejemplo, la concentración de toxina
que, en la población celular inhibe al 50% una actividad determinada, (IC-50).
CAPÍTULO 3: ENSAYOS IN VIVO E IN VITRO PARA DETECCIÓN DE TOXINAS
104
El ensayo celular se inicia, en la mayoría de los
casos, con la exposición de las células a la muestra
objeto del análisis. Para ello se incluye una alicuota
del extracto de la muestra en el medio de cultivo celular durante un tiempo determinado (1-24 h) para
proceder seguidamente a la evaluación del efecto
causado sobre las células. En el caso de que el
parámetro a evaluar sea la viabilidad celular, uno de
los métodos consiste en incubar las células con un
colorante vital (de 1 a 3 h) que será retenido por las
células vivas. Se procede posteriormente a la fijación de las células, extracción del colorante vital y a
su cuantificación, por absorbancia o fluorescencia,
para obtener una estimación de la viabilidad de la
población.
Si bien los ensayos celulares han demostrado su
utilidad en investigación, éstos no han sido aún reconocidos como herramientas de control sanitario, para
lo cual es necesario proceder a estudios rigurosos de
validación.
Desde que en 1975 Caterall (1975) describió las
actividades de diferentes neurotoxinas en el modelo
celular Neuro 2-A, se han propuesto numerosos ensayos celulares para la detección de toxinas relacionadas con el PSP, VNM, DSP, ASP y ciguatera en
diversos tipos de muestras (Tabla 4).
2.4.1. ENSAYOS CELULARES DE TOXINAS QUE AC TÚAN SOBRE CANALES DE SODIO
Las toxinas PSP y la tetrodotoxina son compuestos que ejercen su acción biológica por bloqueo de
los canales de sodio de las membranas celulares. A
través de este mecanismo de acción, estas toxinas
pueden afectar a las neuronas responsables de la
conducción nerviosa, y más concretamente a aquellas que forman la conexión neuromuscular.
Kogure et al. (1988) desarrollaron un ensayo
celular con cultivos de células Neuro-2A (Kogure).
La exposición de dichas células a la STX o TTX no
altera la viabilidad celular y no se obtiene una respuesta tóxica evidente. Para detectar la presencia
de STX o TTX, el ensayo requiere la utilización de
dos toxinas complementarias: la veratridina y la
ouabaina. La veratridina aumenta el flujo del sodio
hacia el interior de la célula a través de los canales
de sodio presentes a nivel de la membrana celular.
La ouabaina bloquea la actividad de la bomba sodiopotasio también a nivel de la membrana celular e
impide que se contrarreste el flujo de sodio provocado por la veratridina. El aumento de sodio intracelular
conduce a un estado hiperosmótico que provoca una
entrada de agua, con el consiguiente hinchamiento
celular (observable en microscopía ) y posterior muerte celular. La STX y análogos y la TTX bloquean el
flujo de sodio a través de los canales celulares, y pueden contrarrestar el efecto del complejo veratridinaouabaina, de tal manera que en presencia de estas
toxinas la viabilidad de la población celular aumentará. El ensayo celular se basa, pues, en la medida del
efecto tóxico por observación microscópica de las
células en cultivo, siendo el número de células intactas directamente proporcional a los niveles de STX o
TTX (o de cualquier otra sustancia que bloquee los
canales de sodio).
En un intento de mejorar el ensayo de
citotoxicidad para las toxinas bloqueantes del sodio,
Gallacher & Birbeck (1992) y Jellett et al. (1992,
1995) introdujeron el uso de colorantes vitales, es decir
colorantes indicadores de la viabilidad celular. Ello
permitió realizar la cuantificación de las toxinas mediante la lectura de absorbancia con el uso de lectores de placas de pocillo múltiples. En una seguna fase,
Jellett et al. (1998) desarrollaron el ensayo celular
en forma de tres tipos de kits: cualitativo, semi-cuantitativo y cuantitativo, con un formato que permite su
aplicación en aquellos laboratorios que no disponen
de la infraestructura necesaria para desarrollar y
mantener cultivos celulares. Si bien el desarrollo de
este kit hizo que se concibieran esperanzas en cuanto a la posibilidad de su aplicación para el control de
PSP, en la práctica se detectaron problemas derivados del transporte de los kits desde el país de origen
(Canadá) que afectaban a la viabilidad celular y que
comprometían su uso en laboratorios de otros países,
dificultando el proceso de validación formal (AOAC)
al que se sometió el ensayo.
Louzao et al. (en prensa) han desarrollado un
método de fluorescencia para la detección de PSP
basado en su actividad funcional. El método consiste
básicamente en la incubación de células de
neuroblastoma humano con el marcador fluorescente bis-oxonol, cuya distribución en la membrana
plasmática es dependiente del potencial, seguido de
la despolarización de las membranas con veratridina
y de la posterior inhibición dosis-dependiente de la
despolarización por la acción de las toxinas PSP. El
porcentaje de inhibición de la despolarización está
directamente relacionado con la concentración de
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
toxinas PSP. El límite de detección del ensayo es de
1 ng · ml -1.
Recientemente, Velez et al. (2001) han desarrollado un ensayo funcional electrofisiológico para la
determinación de toxinas PSP. Mediante la aplicación de la técnica “patch clamp” se registra la disminución de las corrientes de sodio que tiene lugar, en
presencia de saxitoxinas, en células de una línea celular HEK 293 transfectadas establemente con la
isoforma del canal de sodio perteneciente a músculo
esquelético de rata. La sensibilidad del ensayo
electrofisiológico es tres órdenes de magnitud superior al bioensayo, observándose una buena correlación entre ambos métodos.
Las Ciguatoxinas (CTXs) y las Brevetoxinas (PbTx), al igual que la veratridina, son toxinas activadoras
de los canales de sodio. Manger et al. (1995), basándose en el ensayo propuesto por Kogure, desarrollaron el ensayo celular para la detección de este tipo
de toxinas. En este ensayo se utiliza únicamente la
ouabaina. Al bloquear la ouabaina la bomba de Na + /
K+ , las células son sensibles a la presencia de CTX o
PB-Tx, ya que aumentan el flujo de Na + hacia el interior de las mismas. Como resultado de la presencia
de CTXs o Pb-Tx se produce la muerte celular. Con
un lector de placas se determina la cantidad de células muertas que es proporcional a la concentración
de las toxinas.
La presencia en las muestras de otras toxinas o
sustancias que afecten directamente la viabilidad
celular puede afectar la respuesta del ensayo. Así, la
inclusión de etapas de purificación de las muestras
facilita la eliminación de las posibles interferencias y
aumenta la especificidad del ensayo celular.
2.4.2.
ENSAYOS DE CITOTOXICIDAD PARA EL ÁCIDO
OKADAICO
(AO)
Se han desarrollado numerosos ensayos para
detectar una respuesta celular tóxica al AO, utilizando observaciones microscópicas y/o cuantificaciones
colorimétricas. Si bien numerosas publicaciones describen el mecanismo de acción celular del AO, un
promotor tumoral inhibidor de las protein fosfatasas
PP1, PP2A, PP3 y PPX, no se ha desarrollado aún
un ensayo de citotoxicidad altamente específico para
esta toxina.
Aune et al. (1991) utilizaron hepatocitos de rata
para la evaluación de la respuesta citotóxica al AO
105
por microscopía óptica y electrónica de barrido. La
observación de alteraciones morfológicas diferenciales del AO respecto a otras toxinas fue un paso hacia la especificidad parcial del ensayo. Diferentes
modelos celulares fueron propuestos con posterioridad. Amzil et al. (1992) obtuvieron una correlación
positiva entre los resultados del ensayo celular y la
cuantificación del AO por HPLC, si bien no se contempló la especificidad del ensayo. En 1994, Fessard
et al . (1994) describieron con un ensayo de
fibroblastos una nueva respuesta morfológica al AO,
que fue más tarde completada con un ensayo más
específico basado en el análisis de las alteraciones
del citoesqueleto de actina (Diogène et al., 1995).
Este ensayo permitía cuantificar mediante medidas
fluorimétricas con lector de placas el efecto tóxico
del AO sobre la viabilidad celular.
En cualquier caso, la especificidad de la respuesta
al AO, puede ser mejorada si durante la etapa previa
al ensayo celular se realizan procedimientos de purificación de la muestra de manera que se excluyan
otros grupos de toxinas.
2.4.3. OTRAS TOXINAS Y ENSAYOS
Algunos de los ensayos anteriormente descritos
para el AO han sido utilizados para la detección de
otra toxinas. Este es el caso de los trabajos de Aune
et al. (1991) con la DTX1, la PTX1 y la Yesotoxinas
y de Diogène et al. (1994) con la maitotoxina (MTX).
Así, Aune ha descrito diferencias entre las actividades o alteraciones morfológicas provocadas por el
AO, DTX1, PTX y YTX, evidentes en microscopio
electrónico de barrido pero más confusas con microscopio óptico.
En el caso de la MTX, se han descrito en detalle
las alteraciones morfológicas y las concentraciones
internas de calcio intracelular producidas por esta
toxina, lo que ha permitido el desarrollo de ensayos
de citotoxicidad muy específicos (Diogène et al.,
1994; Diogène et al., 1995). En el caso de las YTX
se han descrito también alteraciones en los niveles
de calcio cuando se estudió el efecto de estas toxinas en linfocitos humanos (De la Rosa et al., 2001).
Se ha descrito un cultivo celular primario de
neuronas de cerebelo de rata que permite en función
de las condiciones del ensayo su aplicación a la detección de toxinas relacionadas con PSP, DSP y ASP
(Novelli et al. 1992; Fernández-Sánchez et al., 1991;
García et al., 1998).
CAPÍTULO 3: ENSAYOS IN VIVO E IN VITRO PARA DETECCIÓN DE TOXINAS
106
Los ensayos celulares son utilizados
rutinariamente en toxicología como etapas obligadas
en el largo proceso de validación de fármacos para
poner en evidencia actividades biológicas de interés
y efectos secundarios no deseables. Igualmente, resultan fundamentales para elucidar el mecanismo de
acción de moléculas con actividad biológica, y en
particular de toxinas. A esta gran ventaja cabe añadir propiedades suplementarias de este tipo de ensayos tales como una alta sensibilidad, la posibilidad de
multiplicar fácilmente el número de muestras examinadas, una relativa sencillez y la posibilidad de reducir el número de animales empleados en los bioensayos
con animales. Por todo ello, es de esperar que dichos
modelos sean en un futuro utilizados para la detección y cuantificación de toxinas marinas en programas de control sanitario.
CONCLUSIÓN Y PERSPECTIVAS
La detección y la cuantificación de toxinas es un
elemento clave para la prevención de episodios tóxicos y para el diagnóstico de las intoxicaciones. Los
métodos de detección existentes en la actualidad exhiben diferentes características, de manera que la
elección de un método estará determinada por los
objetivos a cumplir mediante su aplicación. Así, el
nivel de especificidad, exactitud, precisión y sensibilidad de un método requerido para un programa de
control sanitario podría ser sustancialmente menor
que aquel potencialmente alcanzable en el caso de
utilizar la tecnología más sofisticada y avanzada, otorgándose prioridad a propiedades tales como
aplicabilidad, facilidad de uso, rapidez para generar
resultados que permitan acciones preventivas, y fundamentalmente, capacidad del método para detectar
todo el espectro de toxinas pertenecientes a un determinado grupo, de manera que se minimicen los
riesgos para la salud pública.
Desde el punto de vista del control sanitario, es
importante señalar que el simple hecho de utilizar
métodos de detección adecuados no garantiza la utilidad de la información generada por los mismos. A
la hora de obtener resultados analíticos de confianza,
y que proporcionen información fiable sobre la toxicidad de una población de mariscos, cabe resaltar la
tremenda importancia de los planes de muestreo, tanto
en las áreas de producción de los bivalvos y como
parte del programa de monitoreo, como en el control
del producto final, de manera que el número y tamaño de las muestras sea representativo de la hetero-
geneidad de toxinas entre individuos y puntos de
muestreo. Debe prestarse especial atención y cuidado a las condiciones de transporte y de almacenamiento de las muestras, para minimizar los efectos
de la labilidad e inestabilidad de algunos grupos de
toxinas.
Los ensayos in vitro de carácter funcional, esto
es, ensayos de inhibición de fosfatasas, ensayos de
receptor y ensayos celulares, se presentan sin duda
como las herramientas analíticas más prometedoras
para complementar o reemplazar en un futuro a los
ensayos in vivo (bioensayos con ratón o rata), una
vez que se hayan realizado estudios formales de validación siguiendo protocolos internacionalmente reconocidos. Si bien los inmunoensayos, por su carácter estructural, no parecen los más adecuados como
primera línea de acción en el control sanitario, cobran importancia debido su elevada sensibilidad y a
la facilidad para desarrollarlos en formatos sencillos
de fácil aplicación en el campo, de manera que son
instrumentos muy valiosos para obtener información
in situ con gran rapidez, para la localización de toxinas en compartimentos celulares y en el diagnóstico
de intoxicaciones mediante la detección de toxinas
en fluídos biológicos.
Actualmente el principal escollo para la aplicación de ensayos in vitro en los programas de control
sanitario es la escasa disponibilidad comercial de toxinas puras y de materiales contaminados de concentración certificada, hecho que dificulta los procesos
de validación de los ensayos y su posterior
implementación en los laboratorios de control.
Asímismo, la carencia de patrones de la mayor parte
de las ficotoxinas dificulta la realización de estudios
toxicológicos robustos que permitan realizar una valoración de los riesgos para la salud pública de algunas de estas sustancias, especialmente de aquellas
incluídas en el grupo DSP. Es por tanto prioritario
que se establezcan programas dedicados a la obtención de patrones de las diferentes ficotoxinas, y que
se desarrollen estudios inter-laboratorios para determinar las características de funcionamiento de los
diferentes ensayos y así verificar su aplicabilidad para
el control sanitario.
En cuanto a las regulaciones internacionales sobre límites y métodos para el control de ficotoxinas,
es de esperar que en un futuro próximo, el análisis de
datos epidemiológicos y la realización de estudios
toxicológicos permita el establecimiento de límites
aceptables internacionalmente. En el área de los
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
métodos de detección utilizables con fines
regulatorios, es necesario que se establezcan los criterios de aceptabilidad de los mismos en términos de
sensibilidad, precisión, exactitud y rango de sustancias detectables, de manera que puedan incorporarse nuevas técnicas. De esta manera se podrán incorporar nuevas metodologías, y los programas de
control que contemplen métodos de detección diferentes, podrán ser aceptados por los países entre los
que se realizan intercambios comerciales, en tanto
que demuestren su equivalencia en cuanto a las características de funcionamiento y desde el punto de
vista de protección de la Salud Pública.
Nuestro agradecimiento a Mercedes Vieytes, Javier
Fernández, Ángeles Aguilera y Beatriz Reguera, por su valiosa
ayuda en la elaboración de este capítulo.
BIBLIOGRAFÍA
Acres, J. & J. Gray, 1978. Paralytic Shellfish Poisoning.
Can. Med. Assoc. J. 119: 1195-1197.
APHA, 1985. Method for Ptychodiscus brevis toxins. In
Laboratory Procedures for the Examination of Seawater
and Shellfish, 5th Edition. American Public Health
Association, Washington D.C.: 64-80.
Alfonso, A., M.C. Louzao, M.R. Vieytes & L.M. Botana,
1994. Comparative study of the stability of saxitoxin
and neosaxitoxin in acidic solutions and lyophilized
samples. Toxicon 32: 1593-1598.
Alfonso, A., M.R. Vieytes, A.M. Botana, X. Goenaga &
L.M. Botana, 1993. Preparation of mixtures of paralytic
shellfish toxin (PSP) standards from mussel
hepatopancreas. Fresen. J. Anal. Chem. 345: 212-216.
Amzil, Z., Y. Pouchus, J. Le Boterff, C. Roussakis, J. Verbist,
C. Marcaillou-Le Baut & P. Masselin, 1992. Short time
cytotoxicity of mussel extracts: a new bioassay for
okadaic acid detection. Toxicon 30: 1419-1425.
Amzil, Z., M.A. Quilliam, T. Hu & J.L.C. Wright, 1999. Winter
accumulation of Paralytic Shellfish Toxins in digestive
glands of mussels from Arcachon and Toulon (France)
without detectable toxic plankton species revealed by
interference in the mouse bioassay for lipophilic toxins.
Nat. Toxins 7: 271-277.
AOAC, 1995. Paralytic Shellfish Poison. Biological method.
Final action. Official Methods of Analysis. Association
of Official Analytical Chemists, sec 959.08.Chapter 35:
21-22.
Aune, T., R. Sorby, T. Yasumoto, H. Ramstad & T.
Landsverk, 2000. In HABTECH-2000. Workshop on
Harmful Algal Blooms and Marine Biotoxin Monitoring.
Nelson (New Zealand ), February 2000. Abstracts: 8.
Aune, T., T.Yasumoto & E. Engeland, 1991. Light and
electron microscopic studies on effects of marine algal
toxins on freshly prepared hepatocytes. J. Toxicol. Env.
107
Health 34: 1-9.
Bagnis, R., M. Barsinas, C. Prieur, A. Pompom, E. Chungue
& A.M. Legrand, 1987.The use of the mosquito
bioassay for determining the toxicity to man of ciguateric
fish. Biol. Bull. 172: 137-143.
Bagnis, R., E. Chanteau, E. Chungue, J.H. Drollet, I. Lechat,
A.M. Legrand, A. Pompom, C. Prieur, J. Roux & C.
Tetaria, 1985. Comparison of the cat bioassay, the
mouse bioassay and the mosquito bioassay to detect
ciguatoxicity in fish. In Gabrei, C. & B. Salvat (eds.),
Proc. V Int. Coral Reef Cong., Tahiti: 491-496.
Bialojan, C. & A. Takai, 1988. Inhibitory effect of a marinesponge toxin, okadaic acid, on protein phosphatases.
Specificity and kinetics. Biochem. J. 256: 283-290.
Blanco, J., M.L. Fernández, J. Mariño, B. Reguera, A.
Míguez, J. Maneiro, E. Cacho & A. Martínez, 1995. From
Dinophysis spp toxicity to DSP outbreaks: A preliminary
model of toxin accumulation in mussels. In Lassus, P.,
G. Arzul, E. Erard-Le Denn, P. Gentien & C. MarcaillouLe Baut (eds.), Harmful Marine Algal Blooms. Lavoisier,
París: 777-782.
Boland, M.P., M.A. Smillie, D.Z.X. Chen & C.F.B. Holmes,
1993. A unified bioscreen for the detection of diarrhetic
shellfish toxins and microcystins in marine and
freshwater environments. Toxicon 31: 1393-1405.
Burk, C., E. Usleber, R. Dietrich & E. Martbauer, 1995.
Production and characterization of antibodies against
neosaxitoxin utilizing novel inmunogen synthesis
procedure. Food Agr. Inmunol. 7: 315-322.
Cacho, E., 1993. Zinc, cadmio y cobre en ostras de distintas procedencias. Interferencias en la determinación
de PSP por bioensayo. In Mariño, J. & J.Maneiro (eds.),
Actas de la III Reunión Ibérica sobre fitoplancton tóxico y biotoxinas. Ediciones de la Consellería de Pesca
Marisqueo e Acuicultura (Xunta de Galicia), Santiago
de Compostela: 79-82.
Carmichael, W., 1997. The cyanotoxins. Adv. Bot. Res. 27:
211-256.
Carmody, E.P., K.J. James & S.S. Kelly, 1995. Diarrhetic
shellfish poisoning: evaluation of enzyme-linked
inmunosorbent assays methods for dinophysistoxin-2
determination. J. AOAC Int. 78: 1403-1408.
Carmody, E.P., K.J. James & S.S. Kelly, 1996.
Dinophysistoxin-2: the predominant diarrhoetic
shellfish toxin in Ireland. Toxicon 34: 351-359.
Caterall, W., 1975. Cooperative activation of action
potential Na + ionophore by neurotoxins. P. Natl. Acad.
Sci. USA: 1782-1786.
Ciminiello, P., E. Fattorusso, M. Forino, S. Magno, R. Poletti,
M. Satake, R. Viviani & T. Yasumoto, 1997. Yessotoxin
in mussels of the nothern Adriatic Sea. Toxicon 35:177183.
Ciminiello, P., E. Fattorusso, M. Forino, S. Magno, R. Poletti
& R. Viviani, 1998. Isolation of Adriatoxin, a new analog
of yessotoxin from mussels of the Adriatic Sea.
Tetrahedron Lett. 39: 8897-8900.
CAPÍTULO 3: ENSAYOS IN VIVO E IN VITRO PARA DETECCIÓN DE TOXINAS
108
Ciminiello, P., E. Fattorusso, M. Forino, S. Magno, R. Poletti
& R. Viviani, 1999. Isolation of 45-OH
hydroxyyessotoxin from mussels of the Adriatic Sea.
Toxicon 37: 689-693.
Cohen, P., 1989. The structure and regulation of protein
phosphatases. Annu. Rev. Biochem. 58: 453-508.
Cohen, P., C.F.B. Holmes & Y. Tsukitani, 1990. Okadaic acid:
a new probe for the study of celular regulation. Trends
Biochem. Sci. 15: 98-102.
Chen, D.Z.X., M.P. Boland, M.A. Smillie, H. Klix, K. Ptak,
R.J. Anderson & C.F.B. Holmes, 1993. Identification of
protein-phosphatase inhibitors of the microcystin class
in the marine environment. Toxicon 31: 1407-1414.
Chin, J.D., M.A. Quilliam, J.M. Fremy, S.K. Mohatrapa &
H.M. Sikorska, 1995. Screening for okadaic acid by
inmunoassay. J. AOAC. Int. 78: 508-513.
Chu, F.S. & T.S.L.Fan, 1985. Indirect enzyme-linked
inmunosorbent assay for saxitoxin in shellfish. J. AOAC
Int. 68: 13-16.
Chu, F.S., X. Huang & S. Hall, 1992. Production and
characterization of antibodies against neosaxitoxin. J.
AOAC Int. 75: 341-345.
Dahl, E., A. Rogstad, T. Aune, V. Hormazábal & B. Underdal,
1995. Toxicity of mussels related to occurrence of
Dinophysis species. In Lassus, P., G. Arzul, E. Erard-Le
Denn, P. Gentien & C. Marcaillou-Le Baut (eds.),
Harmful Marine Algal Blooms. Lavoisier, París: 783788.
Dahl, E. & M. Yndestad, 1985. Diarrhetic shellfish poisoning
(DSP) in Norway in the autumn 1984 related to the
occurrence of Dinophysis spp. In Anderson, D.M., A.W.
White & D.G. Baden (eds.), Toxic Dinoflagellates.
Elsevier, New York: 495-500.
Daiguji, M., M. Satake, K.J. James, A. Bishop, L. Mackenzie,
H. Naoki & T. Yasumoto, 1998. Structures of new
pectenotoxin analogues, pectenotoxin-2 seco acid,
isolated from a dinoflagellate and Greenshell mussels.
Chem. Lett.: 653-654.
Davio, S.R. & P.A. Fontelo, 1984. A competitive
displacement assay to detect saxitoxin and tetrodotoxin.
Anal. Biochem. 141: 199-204.
Davio, S.R., J.F. Hewetson & J.E. Beheler, 1985. Progress
towards development of monoclonal antibodies to
saxitoxin: antigen preparation and antibody detection.
In Anderson, D.M., A.W. White & D.G. Baden (eds.),
Toxic Dinoflagellates. Elsevier, New York: 343-348.
Dickey, R.W., H.R. Granade & F.D. McClure, 1994.
Evaluation of a solid-phase inmunobead assay for the
detection of ciguatera related biotoxins in Caribbean
finfish. Mem. Qd. Mus. 34: 481-488.
Diario Oficial de la Comunidad Europea 86/609/CEE. NºL
38/28.
Diogène, J., P. Dubreuil, P. Breittmayer & S. Puiseaux-Dao,
1994. Cytotoxic quantification of maitoxin-like activity
from the dinoflagellateGambierdiscustoxicus. Toxicol.
In Vitro 8: 37-45
Diogène, J., V. Fessard, A. Dubreuil & S. Puiseaux-Dao,
1995. Comparative studies of the actin cytoskeleton
response to maitotoxin and okadaic acid. Toxicol. In
Vitro 9: 1-10.
Doucette, G.J., M.M. Logan, J.S. Ramsdell & F.M. Van
Dolah, 1997. Development and preliminary validation
of a microtiter plate-based receptor binding assay for
paralytic shellfish poisoning toxins. Toxicon 35: 625636.
Doucette, G.J., C.L. Powell, E.U. Do, C.Y. Byon, F. Cleves &
S.G. McClain, 2000. Evaluation of 11-3H-tetrodotoxin
use in a heterologous receptor binding assay for PSP
toxins. Toxicon 38: 1465-1474.
Draisci, R., L. Lucentini, L. Giannetti, P. Boria, K.J. James,
A. Furey, M. Gillman & S.S. Kelly, 1998. Determination
of diarrhetic toxins in mussels by microliquid
chromatography-tandem mass spectrometry. J. AOAC
Int. 81(2): 441-447.
Draisci, R., L. Lucentini, L. Giannetti, P. Boria & R. Poletti,
1996. First report of Pectenotoxin-2 (PTX-2) in algae
(Dinophysis fortii) related to seafood poisoning in
Europe. Toxicon 34: 923-925.
Draisci, R., L. Palleschi, L. Giannetti, L. Lucentini; K.J.
James, A.G. Bishop, M. Satake & T.Yasumoto, 1999.
New approach to the direct detectction of known and
new diarrheic shellfish toxins in mussels and
phytoplankton by liquid chromatography-mass
spectrometry. J. Chromatogr. A 847: 213-221.
FAO/WHO, 1995. Application of risk analysis to food standard issues. Report of the joint FAO/WHO Expert
consultation. WHO, Geneva.
Fernández, M.L., A. Míguez, E. Cacho & A. Martínez, 1996.
Detection of okadaic acid esters in the hexane extracts
of Spanish mussels. Toxicon 34: 381-387.
Fernández, M.L., B. Reguera, I. Ramilo & A. Martínez, 2000.
Toxinología y contenido tóxico de Dinophysis
acuminata, D. acuta y D. caudata de las Rías Bajas
Gallegas. In VI Reunión Ibérica sobre Fitoplancton
Tóxico y Biotoxinas. Congresos y Jornadas Nº 55/00,
Junta de Andalucía, Sevilla: 127-137.
Fernández, M.L., B. Reguera, I. Ramilo & A. Martínez, 2001.
Toxin content of Dinophysis acuminata ,D. acuta and
D. caudata from the Galician Rías Bajas. In Hallegraeff,
G.M., S.I. Blackburn, R. Lewis & C. Bolch (eds.), Harmful
Algal Blooms. IOC of UNESCO: 360-363.
Fernández-Sánchez, M.T., V. Zitco, S. Gascón & A. Novelli,
1991. The marine toxin okadaic acid is a potent
neurotoxin for cultured cerebellar neurons. Life Sci. 49:
157-162.
Fernández-Sánchez, M.T., V. Zitko, S. Gascón, A.
Torreblanca & A. Novelli, 1993. Neurotoxic effect of
okadaic acid, a seafood related toxin, on cultured
cerebellar neurons. Ann. N. Y. Acad. Sci. 679: 260-269.
Fessard, V., J. Diogène, A. Dubreuil, J.P. Quod, M. Durand
Clement, C. Legay & S. Puiseaux-Dao. 1994. Selection
of cytotoxic responses to maitotoxin and okadaic acid
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
and evaluation of toxicity of dinoflagellate extracts. Nat.
Toxins 2: 322-328.
Fontal, O.I., M.R. Vieytes, J.M.V. Baptista de Sousa, M.C.
Louzao & L.M. Botana, 1999. A fluorescent microplate
assay for microcystin-LR. Anal. Biochem. 269: 289-296.
Fujiki, H. & M. Suganuma, 1993. Tumor promotion by
inhibitors of protein-phophatases 1 and 2A. The
okadaic acid class of compounds. Adv. Cancer Res.
61: 143-194.
Fujiki, H., M. Suganuma, S. Nishiwaki, S. Yoshizawa, J.
Yatsunami, R. Matsushima, H. Furuya, S. Okabe, S.
Matsunaga & T. Sugimura, 1992. Specific mechanisms
aspects of animal tumor promoters: the okadaic acid
pathway. In D’Amato, R., T.J. Slaga, W. Farland & C.
Henry (eds.), Relevance of animal studies to the
evaluation of human cancer risk. John Wiley & Sons
Inc., New York: 337-350.
Fujiki, H., M. Suganuma, H. Suguri, S. Yoshizawa, K. Takagi,
N. Uda, K. Wakamatsu, K. Yamada, M. Murata, T.
Yasumoto & T. Sugimura, 1988. Diarrhetic Shellfish
Toxin, Dinophysistoxin-1 is a potent tumor promotor
on mouse skin. Jpn. J. Cancer Res. 79: 1089-1093.
Gago-Martínez, A., J.A. Rodriguez Vazquez, P. Thibault &
M. Quilliam, 1996. Simultaneous occurrence of
diarrhetic and paralytic shellfish poisoning toxins in
Spanish mussels in 1993. Nat. Toxins 4 (2) : 72-79.
Gallacher, S. & T.H. Birkbeck, 1992. A tissue culture assay
for direct detection of sodium channel blocking toxins
in bacterial culture supernates. FEMS Microbiol. Lett.
92: 101-108.
García, A., M. Fernández-Sánchez, M. Reyero, J. Franco,
K. Haya, J. Martín, V. Zitco, C. Salgado, F. Arévalo, M.
Bermúdez, M.L. Fernández & A. Míguez, 1998.
Detection of PSP, DSP and ASP toxins by neuronal
bioassay; comparison with HPLC and mouse bioassay.
In Reguera B., J. Blanco, M. Fernández & T. Wyatt
(eds.), Harmful Microalgae. Xunta de Galicia and IOC
of UNESCO: 239-240.
Hannah, D. J., D.G. Till, T. Deverall, P.D. Jones & J.M. Fry,
1995. Extraction of lipid-soluble marine biotoxins. J.
AOAC Int. 78: 480-483.
Hessel, D.W., B.W. Halstead & N. H. Peckham, 1960. Marine
Biotoxins. I.Ciguatera poison: some biological and
chemical aspects. Ann. NY Acad. Sci. 90: 788-797.
Holmes, C.F.B., 1991. Liquid chromatography-linked protein
phophatase bioassay; a highly sensitive marine
bioscreen for okadaic acid and related diarrhetic
shellfish toxins. Toxicon 29: 469-477.
Honkanen R.E., D.E. Mowdy & R.W. Dickey, 1996.
Detection of DSP toxins, okadaic acid, dinophysistoxin1, in shellfish by serine/threonine protein-phophatase
assay. J. AOAC Int. 79: 1336-1343.
Hu, T., J.M. Curtis, J.A. Walter, J.L. McLachlan & J.L.C.
Wright, 1995b. Two new water soluble DSP toxin
derivatives from the dinoflagellate Prorocentrum
maculosum: possible storage and excretion products.
109
Tetrahedron Lett. 36: 9273-9276.
Hu, T., J.M. Curtis, J.A. Walter & J.L.C. Wright, 1995a.
Identification of DTX4, a new water soluble
phosphatase inhibitor from the toxic dinoflagellate
Prorocentrum lima . Chem. Commun. 1995: 597-599.
Hu,T., J. Doyle, D. Jackson, J. Marr, E. Nixon, S. Pleasance,
M.A. Quilliam, J.A. Walter & J.L.C. Wright, 1992.
Isolation of a new diarrhetic shellfish poison from Irish
mussels. Chem. Commun. 54: 39-41.
Irwin, N., 1970. In Recommended procedures for the
examination of seawater and shellfish, 4th edition.
American Public Health Association Inc., Washington
DC: 61-65.
Ishida, H., A. Nozawa, K. Totoribe, N. Muramatsu, H.
Nukaya, K. Tsuji, K.Yamaguchi, T.Yasumoto, H. Kaspar
& N. Berkett, 1995. Brevetoxin B1, a new polyether
marine toxin from the New Zealand Shellfish
Austrovenus stuchburyi. Tetrahedron Lett. 36: 725-728.
James, K.J., A.G. Bishop, R. Draisci, L. Palleschi, C.
Marchiafava, E. Ferretti, M. Satake & T. Yasumoto, 1999.
Liquid chromatographic methods for the isolation and
identification of new pectenotoxin-2 analogues from
marine phytoplankton and shellfish. J. Chromatogr. A
844: 53-65.
James, K.J., E.P. Carmody, M. Gillman, S.S. Kelly, R. Draisci,
L. Lucentini & L. Giannetti, 1997. Identification of a
new diarrhetic toxin in shellfish using liquid
chromatography with fluorometric and mass
spectrometry detection. Toxicon 35: 973-978.
Jellett, J., L. Marks, J. Stewart, M. Dorey, W. WatsonWrightand & J. Lawrence, 1992. Paralytic shellfish
poison (saxitoxin family) bioassays: automated end
point determination and standardization of thein vitro
tissue culture bioassay and comparison with the standard mouse bioassay. Toxicon 30: 1143-1156.
Jellett, J., J. Steward & M. Laycock, 1995. Toxicological
evaluation of saxitoxin, neosaxitoxin, gonyautoxin II,
gonyautoxin II plus III and decarbamoylsaxitoxin with
the mouse neuroblastoma cell bioassay. Toxicol. In
Vitro 9: 57-65.
Jellett, J., C. Wood, E. Belland & L. Doucette, 1998. The
MIST TM shippable cell bioassay kits for PSP: an
alternative to the mouse bioassay. In Reguera, B., J.
Blanco, M.L. Fernández & T. Wyatt (eds.), Harmful
Microalgae. Xunta de Galicia and IOC of UNESCO: 558.
Kat, M., 1979. The occurrence of Prorocentrum species
and coincidental gastrointestinal illness of mussel
consumers. In Taylor D. & H.H. Seliger (eds.), Toxic
Dinoflagellate Blooms. Elsevier, Amsterdam: 215-220.
Kat, M. 1983. Diarrhetic mussel poisoning in the
Netherlands related to the dinoflagellate Dinophysis
acuminata. Antonie V. Leeuwenhoek 49: 417-427.
Kodama, M., T. Ogata, S. Sakamoto, S. Sato, T. Honda & T.
Miwatami, 1990. Production of paralytic shellfish toxins
by a bacterium M o r a x e l l a sp. isolated from
Protogonyaulax tamarensis. Toxicon 28: 707-714.
CAPÍTULO 3: ENSAYOS IN VIVO E IN VITRO PARA DETECCIÓN DE TOXINAS
110
Kogure, K., M.Tamplin, U. Simidu & R. Colwell, 1988. A
tissue culture assay for tetrodotoxin, saxitoxin and
related toxins. Toxicon 26: 191-197.
Labrousse, P.H., S. Pauillac, A.M. Legrand & S. Avrameas,
1992. Utilisation de larves de dipteres pour la detection
de poissons ciguatoxique. B. Soc. Pathol. Exot. 85: 529.
Lawrence, J.E., A.G. Bauder, M.A. Quilliam & A.D.
Cembella, 1998. Prorocentrum lima : a putative link to
diarrhetic shellfish poisoning in Nova Scotia, Canada.
In Reguera, B., J. Blanco, M.L. Fernández & T. Wyatt
(eds.), Harmful Microalgae. Xunta de Galicia and IOC
of UNESCO: 78-79.
Lawrence, J.E., J. Grant, M.A. Quilliam, A.G. Bauder & A.D.
Cembella, 2000. Colonization and growth of the toxic
dinoflagellate Prorocentrum lima and associated
fouling macroalgae on mussels in suspended culture.
Mar. Ecol. Prog. Ser. 201: 147-154.
Laycock, M.V., J.F. Jellett, E.R. Belland, P.C. Bishop, B.L.
Theriault, A.L., Russell-Tattrie, M.A. Quilliam, A.D.
Cembella & C.R. Richards, 2001. MIST Alert TM: a rapid
assay for paralytic shellfish poisoning toxins. In
Hallegraeff, G.M., S.I. Blackburn, R. Lewis & C. Bolch
(eds.), Harmful Algal Blooms. IOC of UNESCO: 254256.
Le Baut, C., B. Bardin, M. Bardouil, M. Bohec, P. Masselin
& P. Truquet, 1990. Etude de la decontamination de
moules toxiques. Rapport IFREMER-DERO 90-02 MR,
21pp.
Lee, J.S., T. Igarashi, S. Fraga, E. Dahl, P. Hovgaard & T.
Yasumoto, 1989a. Determination of diarrhetic shellfish
toxins in various dinoflagellates species. J. Appl.
Phycol. 1: 147-152.
Lee, J.S., M. Murata & T.Yasumoto, 1989b. Analytical
methods for determination of diarrhetic shellfish toxins.
In Natori S., K. Hashimoto & T. Ueno (eds.),
Mycotoxins and Phycotoxins 88. Elsevier, Amsterdam:
327-334.
Lee, J.S., K. Tangan, E. Dahl, P. Hovgaard & T. Yasumoto,
1988. Diarrhetic shellfish toxins in Norwegian mussels.
Nippon Suisan Gakk. 54: 1953-1957.
Levine, L., H. Fujiki, K. Yamada, M. Ojika, H.B. Gjika & H.
Van Vanakis, 1988. Production of antibodies and
development of a radioinmunoassay for okadaic acid.
Toxicon 26: 1123-1128.
Lewis, R.J., 1987. Ciguatera (fish poisoning) with special
reference to cats. Veterin. Clin. Toxicol. 103: 59-61.
Lewis, R.J., 1995. Detection of Ciguatoxins and related
benthic Dinoflagellate toxins: in vivo and in vitro
methods. In Hallegraef G.M., D.M. Anderson & A.D.
Cembella (eds.), Manual on Harmful Marine
Microalgae. IOC Manuals and Guides No. 33, UNESCO:
135-161.
Lewis, R.J., A.W. Wong Hoy & M. Sellin, 1993. Ciguatera
and manitol: in vitro and in vivo assessment in mice.
Toxicon 31: 1039-1050.
Louzao, M.C., A. Alfonso, A.M. Botana, M.R. Vieytes, A.
Boenke & L.M. Botana, 1994a. Study of stability of
gonyautoxins in acidic solution. Fresen. J. Anal. Chem.
349: 465-468.
Louzao, M.C., A. Alfonso, A.M. Botana, X. Goenaga, M.R.
Vieytes & L.M. Botana, 1994b. Effect of lyophilization
on the stability of gonyautoxins obtained from
contaminated mussels. Toxicon 32: 807-817.
Louzao, M.C., M.R. Vieytes, J.M.V. Baptista de Sousa, F.
Leira & L.M. Botana, en prensa. A fluorimetric method
based on changes in membrana potential for screening
paralytic shellfish toxins in mussels. Anal. Biochem.
Luu, H.A., D.Z.X. Chen, J. Magoon, J. Worms, J. Smith &
C.F.B. Holmes, 1993. Quantification of diarrhetic
shellfish toxins and identification of novel protein
phosphatase inhibitors in marine phytoplankton and
mussels. Toxicon 31: 75-83.
MacKenzie, L., P. Truman, T. Yasumoto, J. Adamson, D.
Mountfort & D. White, 1998. Dinoflagellate blooms
and associated DSP-toxicity in shellfish in New
Zealand. In Reguera, B., J. Blanco, M.L. Fernández &
T. Wyatt (eds.), Harmful Microalgae. Xunta de Galicia
and IOC of UNESCO: 74-77.
Manger, R., L. Leja, S. Lee, J. Hungerford, Y. Hokama, R.
Dickey, R. Granade, R. Lewis, T. Yasumoto & M. Wekell,
1995. Detection of sodium channel toxins: directed
cytotoxicity assay of purified ciguatoxins, brevetoxins,
saxitoxins and seafood extracts. J. AOAC Int. 78: 521527.
Marcaillou-Le Baut, C. & P. Masselin, 1990. Recent data
on diarrhetic shellfish poisoning in France. In Granèli
E., B. Sundström, L. Edler & D.M. Anderson (eds.),
Toxic Marine Phytoplankton. Elsevier, New York: 487492.
Marr, J.C., T. Hu, S. Pleasance, M.A. Quilliam & J.L.C.
Wright, 1992. Detection of new 7-O-acyl-derivatives of
diarrhetic shellfish poisoning toxins by liquid
chromatography-mass spectrometry. Toxicon 30 (12):
1621-1630.
McCulloch, A., R. Boyd, S. Freitas, R. Foxall, W. Jamieson,
M. Laycock, M.A. Quilliam & J.F.C. Wright, 1989. Zinc
from oyster tissue as causative factor in mouse deaths
in official bioassay for paralytic shellfish poison. J.
AOAC Int. 72: 384-386
McFarren, E.F., 1959. Report on collaborative studies of
the bioassay for paralytic shellfish poison. J. AOAC
Int. 41: 168-177.
Mc Farren, E.F., H.Tanabe, F.J. Silva, W.B. Wilson, J.E.
Campbell & K.L.Lewis, 1965. The occurrence of a
ciguatera-like poison in oysters, clams, and
Gymnodinium breve cultures. Toxicon 3: 111-123.
Míguez, A., M.L. Fernández, E. Cacho & A. Martínez, 1998.
Mouse survival time as a DSP toxicity criterion. In Reguera, B., J. Blanco, M.L. Fernández & T. Wyatt (eds.),
Harmful Microalgae. Xunta de Galicia and IOC of
UNESCO: 239-240.
Mounfort, D.O., G. Kennedy, I. Garthwaite, M.A. Quilliam,
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
P. Truman & D. Hannah, 1999. Evaluation of the
phosphatase inhibition assay in the determination of
okadaic acid in mussels. Toxicon 37: 909-922.
Mounfort, D.O., T. Suzuki & P. Truman, 2001. Protein
phosphatase inhibition assay adapted for
determination of total DSP contaminated mussels.
Toxicon 39: 383-390.
Murata, M., M. Kumagai, J.S. Lee & T. Yasumoto, 1987.
Isolation and structure of yessotoxin, a novel plyether
compound implicated in diarrhetic shellfish poisoning.
Tetrahedron Lett. 28: 5869-5872.
Nagashima, Y., T. Noguchi, M. Tanaka & K. Hashimoto,
1991.Thermal degradation of paralytic shellfish poison.
J. Food Sci. 56: 1572-1575.
Norte, M., A. Padilla, J.J. Fernández & M.L. Souto, 1994.
Structural determination and biosynthetic origin of two
ester derivatives of okadaic acid isolated from
Prorocentrum lima . Tetrahedron 50 (30): 9175-9180.
Novelli, A., J. Kispert, M.T. Fernández-Sánchez, A.
Torreblanca & V. Zitco, 1992. Domoic acid-containing
toxic mussels produce neurotoxicity in neuronal
cultures through a synergism between excitatory amino
acids. Brain Res. 577: 41-48.
Ogino, H., M. Kumagai & T. Yasumoto, 1997. Toxicologic
evaluation of Yessotoxin. Nat. Toxins 5: 255-259.
Oshima, Y., S.I. Blackburn, G.M. Hallegraeff, 1993.
Comparative study on paralytic shellfish toxin profiles
of the dinoflagellate Gymnodinium catenatum from
three different countries. Mar. Biol. 116: 471-476.
Prakash, A., J.C. Medcof, A.D. Tennat, 1971. Paralytic
shellfish poisoning in Eastern Canada. B. Fish. Res.
Board Can. 177: 1-87.
Quilliam, M., G. Eaglesham, G. Hallegraeff, J. Quaine, J.
Curtis, D. Richard & P. Nuñez, 2000. Detection and
identification of toxins associated with a shellfish
poisoning incident in New South Wales. In IX
International Conference on Harmful Algal
Blooms,Tasmania, February 2000. Abstracts: 48.
Rosa, de la L.A., A. Alfonso, N. Vilariño, M.R. Vieytes &
L.M. Botana, 2001. Modulation of cytosolic calcium
levels of human lymphocytes by yessotoxin, a novel
marine phycotoxin. Biochem. Pharmacol. 61: 827-833.
Satake, M., T. Ichimura, K. Sekiguchi, S. Yoshimatsu & Y.
Oshima, 1999. Confirmation of yessotoxin and 45, 46,
47-trinoryessotoxin production by Protoceratium
reticulatum collected in Japan. Nat. Toxins 7: 147-150.
Satake, M., L. MacKenzie & T.Yasumoto, 1997b.
Identification of Protoceratium reticulatum as the
biogenetic origin of yessotoxin. Nat. Toxins 5: 164-167.
Satake, M., K. Ofuji, K. James, A. Furey & T. Yasumoto,
1998a. New toxic event caused by Irish mussels. In
Reguera, B., J. Blanco, M.L. Fernández & T. Wyatt
(eds.), Harmful Microalgae. Xunta de Galicia and IOC
of UNESCO: 468-469.
Satake, M., K. Ofuji, H. Naoki, K. James, A. Furey, T. Mc
Mahon, J. Silke & T. Yasumoto, 1998b. Azaspiracid, a
111
new marin toxin having unique spiro ring assemblies,
isolated from Irish mussels,Mytilus edulis. J. Am. Chem.
Soc. 120: 9967-9968.
Satake, M., K. Terasawa, Y. Kadowaki & T. Yasumoto, 1996.
Relative configuration of yessotoxin and isolation of
two new analogues from toxic scallops. Tetrahedron
Lett. 37: 5955-5958.
Satake, M., A.Tubaro, J.S. Lee & T. Yasumoto, 1997a. Two
new analogs of yessotoxin, homoyessotoxin and 45hydroxyhomoyessotoxin, isolated form mussels of the
Adriatic Sea. Nat.Toxins 5: 107-110.
Scheuer, P.J., W. Takahashi, J. Tsutsumi & T.Yoshida, 1967.
Ciguatoxin, isolation and chemical nature. Science 155:
1267-1268.
Shantz, E.J., E.F. McFarren, M.L. Shaffer & K.H. Lewie,
1958. Purified poison for bioassay standardization. J.
AOAC Int. 41: 160-168.
Shestowsky, W.S, C.F.B. Holmes, T. Hu, J. Marr, J.L.C.
Wright, J. Chin & H. Sikorsku, 1993. An anti-okadaic
acid-anti-idyotipic antibody bearing an internal image
of okadaic icid inhibits protein phophatase PP1 and
PP2A catalytic activity. Biochem. Bioph. Res. Co. 193:
302-310.
Shestowsky, W.S., M.A. Quilliam & H.M. Sikorski, 1992.
An idyotipic-anti idyotipic competitive inmunoassay
for quantitation of okadaic acid. Toxicon 30: 1441-1448.
Sierralta, J., M. Fill & B.A. Suàrez-Isla, 1996. Functionally
heterogeneus ryanodine receptors in avian cerebellum.
J. Biol. Chem. 271: 17028-17034.
Simon, J.F. & J.P. Vernoux, 1994. Highly sensitive assay of
okadaic acid using protein phosphatase and
paranitrophenyl phosphate. Nat. Toxins 2: 293-301
Sommer, H. & K.F. Meyer, 1937. Paralytic Shellfish Poisoning.
Arch. Pathol. 24: 560-598.
Steidenger, K.A., 1983. A re-evaluation of toxic
dinoflagellates biology and ecology. In Round, F.E. &
D. J. Chapman (eds), Progress in Phycological
Research. Elsevier, Amsterdam: 147-188.
Suganuma, M., H. Fujiki, H. Suguri, S. Yoshizawa, M. Hirota,
M. Nakayasu, M. Ojika, K. Wakamatsu, K. Yamada &
T. Sugimura, 1988. Okadaic acid: an additional nonphorbol-12-tetradecanoate-13-acetate-type tumor
promoter. P. Natl. Acad. Sci. USA 85: 1768-1771.
Sullivan, J.J., 1993. Methods of Analysis for Algal Toxins:
Dinoflagellate and Diatom Toxins. In Falconer, I.R. (ed.),
Algal Toxins in Seafood and Drinking Water. Academic
Press, London: 29-48.
Suzuki, T., T. Mitsuya, M. Iami & M. Yamasaki, 1997. DSP
toxin contents in Dinophysis fortii and scallops
collected at Mutsu Bay, Japan. J. Appl. Phycol. 8: 509515.
Suzuki, T., T. Mitsuya, M. Matsubara & M.Yamasaki, 1998.
Determination of Pectenotoxin-2 after solid-phase
extraction from seawater and from the dinoflagellate
Dinophysis fortii by liquid chromatography with
electrospray mass spectrometry and ultraviolet
CAPÍTULO 3: ENSAYOS IN VIVO E IN VITRO PARA DETECCIÓN DE TOXINAS
112
detection. Evidence of oxidation of pectenotoxin-2 to
pectenotoxin-6 in scallops. J. Chromatogr. A. 815: 155160.
Suzuki, T., H. Ota & M. Yamasaki, 1999. Direct evidence of
transformation of dinophysistoxin-1 to 7-O-acyldinophysistoxin-1 (dinophysistoxin-3) in the scallop
Patinopecten yessoensis. Toxicon 37: 187-198.
Takai, A. & G. Mieskes, 1991. Inhibitory effect of okadaic
acid on the p-nitrophenyl phosphate phosphatase
activity on protein phophatases. Biochem. J. 275: 233239.
Terao, K., E. Ito, M. Oarada, M. Murata & T. Yasumoto,
1990. Histopathological studies on experimental marine
toxin poisoning-5. The effects in mice of yessotoxin
isolated from Patinopecten yessoensis and of a
desulfated derivative. Toxicon 28: 1095-1104.
Terao, K., E. Ito, M. Ohkusu & T. Yasumoto, 1993. A
comparative study of the effects of DSP toxins on mice
and rats. In Smayda T.J. & Y. Shimizu (eds), Toxic
Phytoplankton Blooms in the Sea. Elsevier, Amsterdam:
581-586.
Terao, K., E. Ito, T. Yanagi & T. Yasumoto, 1986.
Histophatological studies on experimental marine toxin
poisoning. I. Ultrastructural changes in the small
intestine and liver of suckling mice induced by
dinophysistoxin 1 and pectonotoxin 1. Toxicon 24: 11411151.
Tubaro, A., C. Florio, E. Luxich, S. Sosa, R. Della Loggia &
T. Yasumoto, 1996. A protein phosphatase 2A
inhibition assay for a fast and sensitive assessment of
okadaic acid contamination in mussels. Toxicon 34: 743752.
Tubaro, A., L. Sidari, R. Della Loggia & T. Yasumoto, 1998.
Occurrence of yessotoxin-like toxins in phytoplankton
ands mussels from northern Adriatic Sea. In Reguera,
B., J. Blanco, M.L. Fernández & T. Wyatt (eds.), Harmful
Microalgae. Xunta de Galicia and IOC UNESCO: 470472.
Usagawa, T., M. Nishimura, Y. Itoh, T. Uda & T. Yasumoto,
1989. Preparation of monoclonal antibodies against
okadaic acid prepared from the sponge Halicondria
okadai . Toxicon 27: 1323-1330.
Usleber, E., E. Schneider & G. Terplan, 1991. Direct enzyme
inmunoassay in microtitration plate and test strip format
for the detection of saxitoxin in shellfish. Lett. Appl.
Microbiol. 18: 275-277.
Usleber, E., E. Schneider, G. Terplan & M.V. Laycock, 1995.
Two formats of enzyme inmunoassay for the detection
of saxitoxin and other paralytic shellfish poisoning
toxins. Food Addit. Contam. 12: 405-413.
Vale, P. & A. Sampayo, 1996. DTX-2 in Portuguese bivalves.
In Yasumoto T., Y. Oshima Y & Y. Fukuyo (eds.), Harmful
and Toxic Algal Blooms. IOC of UNESCO: 539-542.
Vale, P. & M.A. Sampayo, 1999. Esters of okadaic acid and
dinophysistoxin-2 in Portuguese bivalves related to
human posionings. Toxicon 37: 1109-1121.
Van Dolah, F. M., E.L. Finley, B.L. Haynes, G. Douccette,
P.D. Moeller & J. Ramsdell, 1994. Development of rapid
and sensitive high throughput pharmacologic assays
for marine phycotoxins. Nat. Toxins 2: 189-196.
Vélez, P., J. Sierralta, C. Alcayaga, M. Fonseca, H. Loyola,
D.C. Johns, G.F. Tomaselli, E. Marban & B.A. SuárezIsla, 2001. A functional assay for paralytic shellfish
toxins that uses recombinant sodium channels. Toxicon
39: 929-935.
Vernoux, J.P., N. Lahlou, L.P.H. Magra & J.B. Greaux, 1985.
Chick feeding test: a simple system to detect ciguatoxin.
Acta Trop. 42: 235-240.
Vieites, J.M., F. Leira, L.M. Botana & M.R. Vieytes, 1996.
Determination of DSP toxins: comparative study of
HPLC and bioassay to reduce the observation time of
the mouse bioassay. Arch. Toxicol. 70: 440-443
Vieytes, M.R., A.G. Cabado, A. Alfonso, M.C. Louzao, A.M.
Botana & L. Botana, 1993. Solid-phase radio-receptor
assay for paralytic shellfish toxins. Anal. Biochem. 211:
87-93
Vieytes, M.R., O. Fontal, F. Leira, J.M. Baptista de Sousa &
L.M. Botana, 1997. A fluorescent microplate assay for
Diarrheic Shellfish Toxins. Anal. Biochem. 248: 258-264.
Yasumoto, T. & M. Murata, 1993. Marine toxins. Chem.
Rev. 93: 1897-1909.
Yasumoto, T., M.Murata, J. Lee & K. Torigoe, 1989.
Polyether toxins produced by dinoflagellates. In Natori
S., K. Hashimoto & T.Ueno (eds). In Mycotoxins and
Phycotoxins 88. Elsevier, Amsterdam: 375-382.
Yasumoto, T., M. Murata, Y. Oshima, K. Matsumoto & J.
Clardy, 1984 a. Diarrhetic Shellfish Poisoning. In Ragelis
E.P (ed.), Seafood Toxins. ACS Symposium series 262.
American Chemical Society, Washington D.C: 207-214.
Yasumoto, T., Y. Oshima, W. Sugawara,Y. Fukuyo, H.
Oguri,T. Igarishi & N. Fujita, 1980. Identification of
Dinophysis fortii as the causative organism of diarrhetic
shellfish poisoning. Bull. Jp. Soc. Sci. Fish. 46: 14051411.
Yasumoto, T., Y. Oshima & M. Yamaguchi, 1978.
Occurrence of a new type of shellfish poisoning in the
Tohoku district. Bull Jap Soc Sci Fish 44: 1249-1255
Yasumoto, T., U. Raj & R.Bagnis, 1984 b. Seafood
Poisonings in Tropical Regions. Symposium on Seafood
Toxins in Tropical Regions. Kagoshima: 1-25.
Yasumoto, T. & A. Takizawa, 1997. Fluorometric
measurement of yessotoxins in shellfish by highpressure liquid chromatography. Biosci. Biotech. Bioch.
61(10): 1775-1777.
Zhao, J., G. Lembeye, G. Cenci, B. Wall & T. Yasumoto,
1993. Determination of okadaic acid and
dinophysistoxin-1 in mussels from Chile, Italy and
Ireland. In Smayda T.J. & Y.Shimizu.(eds), Toxic
Phytoplankton Blooms in the Sea. Elsevier, Amsterdam:
587-592.
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
113
ANEXO I
METODO BIOLÓGICO PARA LA DETECCIÓN DE VENENO PARALIZANTE DE
MARISCOS - PSP (AOAC, 1995)
1. ÁMBITO DE APLICACIÓN
El presente ensayo es aplicable a los análisis de
toxinas PSP en moluscos y tiene carácter cuantitativo, permitiendo la cuantificación de las toxinas en las
muestras analizadas. El límite de detección depende
de la cepa de ratones utilizada, oscilando usualmente
entre 32 y 48 µg STX eq. · 100 g -1 de carne.
-
Centrífuga
Jeringuillas estériles de 1 ml desechables
Papel indicador de pH
Cronómetro
4. ANIMALES DE EXPERIMENTACIÓN
Utilizar ratones de un peso preferentemente de
19-21 g procedentes de una colonia controlada. Si el
peso es menor o mayor de 20 g, aplicar el factor de
corrección correspondiente para obtener las UR corregidas (URC). No utilizar ratones con un peso superior a 23 g. No reutilizar los ratones.
2. PRINCIPIO
5. REACTIVOS
El bioensayo en ratón permite la determinación
de la toxicidad global producida por las toxinas PSP
(PST) presentes en la muestra. El bioensayo se basa
en el efecto tóxico causado por un extracto acídico
de la muestra analítica, inoculado intraperitonealmente
en ratones albinos de aproximadamente 20 g de peso.
Las PST se extraen en caliente mediante una
maceración acuosa en medio ácido de toda la carne
del bivalvo previamente triturada. Posteriormente se
inyecta 1 ml de extracto a cada uno de 3 ratones y se
registra el tiempo de muerte (Tm). Con los datos del
peso del ratón, dilución del extracto y tiempo transcurrido hasta su muerte se calcula la toxicidad en
unidades ratón (UR). Se define la UR como la cantidad de toxina que produce la muerte de un ratón de
20 g en 15 min. Con ayuda de las tablas de Sommer
y del factor de conversión (FC) se transforman en
µg de equivalentes de STX por 100 g de molusco (µg
STX eq. 100 g-1 de carne).
Precaución: Utilizar guantes de goma cuando se
manipulen materiales que puedan contener PST.
3. APARATOS Y MATERIAL
-
Cuchillos para abrir los moluscos
Tamiz de acero inoxidable
Papel de filtro o secante
Vasos de precipitados de diferentes capacidades
Probetas de 100 y 250 ml
Pipetas de diferentes capacidades
Espátulas
Varillas de vidrio
Tubos de vidrio con capacidad mínima de 10 ml
Triturador-Homogeneizador
Balanzas
Placa calefactora
- Solución patrón estándar de STX (La FDA de
EE UU suministra sin costes patrón de STX de
concentración 100 µg · ml -1)
- Solución patrón de trabajo de STX de 1µg · ml -1:
en el caso de utilizar el patrón de la FDA, diluir 1
ml de la solución patrón estándar en 100 ml de
agua destilada. Esta solución es estable durante
varias semanas a 3-4ºC
- Ácido clorhídrico (ClH) 0.1 N
- Ácido clorhídrico (ClH) 5 N
- Agua acidulada con ClH (pH aprox. 3)
- Hidróxido sódico (NaOH) 0.1 N
6. MÉTODO DE ENSAYO
6.1. Estandarización del bioensayo: cálculo del
factor de conversión (FC)
Diluir alícuotas de 10 ml de la solución patrón de
trabajo de 1 µg · ml -1 con 10, 15, 20, 25 y 30 ml de
agua acidulada. Inocular intraperitonealmente dosis
de 1 ml de las diferentes diluciones hasta encontrar
aquélla que inyectada a unos pocos ratones produzca una mediana de Tm entre 5 y 7 min. El pH de las
diluciones deberá estar comprendido entre 2 y 4, y
no será superior a 4.5. Adicionalmente, ensayar diluciones que se diferencien en 1 ml de agua destilada
de la dilución que proporcionó un Tm entre 5 y 7 min.
Ej:. si 10 ml de la solución de trabajo diluidos con 25
ml de agua proporcionan Tm de 5-7 min, ensayar las
diluciones 10+24 y 10+26. Inocular grupos de 10 ratones con cada una de las 2, o preferiblemente 3 diluciones que produzcan una mediana de Tm entre 5 y 7
min. Inocular dosis de 1 ml a cada ratón y determinar
el Tm como el tiempo transcurrido desde la finalización de la inoculación hasta la última respiración (bo-
CAPÍTULO 3: ENSAYOS IN VIVO E IN VITRO PARA DETECCIÓN DE TOXINAS
114
queada) del ratón. Repetir el ensayo uno o dos días
después, utilizando las diluciones anteriormente preparadas, incluyendo las que difieren en ± 1 ml de
agua destilada. Posteriormente repetir el ensayo completo con diluciones preparadas a partir de una nueva solución patrón de trabajo. Calcular la mediana
del Tm para cada grupo de 10 ratones utilizados con
cada dilución. Si todos los grupos de 10 ratones inoculados con cualquier dilución dieran medianas de
Tm <5 ó >7 min., descartar los resultados de esta
dilución en los cálculos posteriores. Por otra parte, si
cualquiera de los grupos de 10 ratones inoculados
con una dilución dieran una mediana de Tm comprendido entre 5 y 7 min., incluir todos los grupos de 10
ratones utilizados en esa dilución, aunque alguno de
los Tm pueda ser <5 ó >7 min. A partir de la mediana del Tm de cada grupo de 10 ratones para cada
una de las diluciones seleccionadas, determinar el
número de UR · ml -1 utilizando la tabla de Sommer
que se adjunta en este Anexo. Dividir los µg de STX
· 1 ml-1 calculados por las UR · 1 ml -1 para obtener el
FC, que expresa los µg equivalentes de STX para
una UR. Calcular el promedio de los valores FC individuales, y usar este promedio como punto de referencia para controlar los análisis rutinarios.
6.2. Verificación del factor de conversión en los
análisis rutinarios
Comprobar periódicamente el FC: Si los análisis
se realizan con una frecuencia inferior a una vez por
semana, determinar el valor del FC cada día que se
lleven a cabo los análisis, inoculando para ello 5 ratones con la solución patrón de trabajo apropiada. Si la
frecuencia analítica es de varios días a la semana,
únicamente se hará un control semanal con la dilución del patrón que proporcione una mediana de Tm
comprendida entre 5 y 7 min. El valor del FC así
determinado deberá contrastarse con el valor FC promedio y su diferencia con él no deberá ser superior
al ± 20 % del valor FC promedio. Si no fuera así,
completar el grupo de 10 ratones añadiendo 5 ratones a los 5 ya inoculados, e inocular un segundo grupo de 10 ratones con la misma dilución del patrón.
Promediar el valor del FC determinado para el segundo grupo con el valor del FC del primer grupo.
Tomar el valor resultante como nuevo valor de FC.
Una variación > 20 % representa un cambio significativo en la respuesta de los ratones al veneno, o en
la técnica analítica. Cambios de este tipo requieren
un cambio en el valor del FC. Los controles repetidos del valor FC generalmente proporcionan resulta-
dos consistentes dentro del rango ± 20 %. Si se encontraran con frecuencia variaciones más amplias,
debería investigarse la posibilidad de que existan variables no controladas o no reconocidas antes de proceder a los análisis en rutina.
6.3. Preparación de la muestra
Moluscos: Limpiar el exterior de los moluscos
con agua dulce. Abrirlos cortando los músculos
aductores. Enjuagar el interior con agua dulce para
eliminar arena y otras substancias extrañas. Separar
la carne de la concha seccionando los músculos
aductores y el tejido adherido a la charnela. No utilizar calor ni anestésicos para abrir las conchas y tener cuidado de no cortar o dañar el cuerpo de los
moluscos en esta etapa. A continuación acondicionar las carnes para permitir su drenado durante 5
min. Descartar el drenado. Recoger 100-150 g de
carne y proceder a su homogeneización.
Marisco en conserva: En este caso, en la preparación de la muestra se ha de conseguir la
homogeneización de todo el contenido del envase
(carne y líquido de gobierno). Para ello, triturar la
carne, mezclar con el líquido de cobertura y homogeneizar en forma semejante a la descrita anteriormente. En el caso de conservas con envases de gran
capacidad, separar la carne y drenar durante unos
minutos, recolectando todo el líquido de gobierno. Determinar el peso de la carne y el volumen de líquido,
a fin de poder recombinar posteriormente porciones
de cada fracción en cantidades proporcionales. Triturar una porción de la carne con una cantidad proporcional de líquido de gobierno. Homogeneizar como
se ha descrito anteriormente.
6.4. Extracción
Pesar 100 g del homogeneizado en un vaso de
precipitados previamente tarado. Añadir 100 ml de
ClH 0.1 N y agitar vigorosamente. Comprobar el pH
(debe estar entre 2 y 4, preferiblemente 3). Si fuese
necesario, ajustar el pH como se indicará posteriormente. Calentar el homogeneizado en placa
calefactora, manteniendo en ebullición suave durante 5 min. Enfriar en baño de agua fría. Transferir el
homogeneizado a una probeta graduada y enrasar
hasta 200 ml. Ajustar el pH entre 2.0 y 4.0 (preferiblemente 3). Para disminuir el pH, añadir CIH 5N
gota a gota y agitando; para aumentar el pH, añadir
NaOH 0.1 N gota a gota y agitando continuamente
para prevenir una alcalinización local y la consecuente
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
destrucción de la toxina. Mezclar convenientemente
para homogeneizar de nuevo y dejar reposar el
homogeneizado hasta que la porción líquida
(sobrenadante) sea traslúcida y se pueda decantar
libre de partículas sólidas lo suficientemente grandes
como para atorar la aguja hipodérmica. Si fuera necesario (y preferiblemente como norma general),
centrifugar el homogeneizado o el líquido sobrenadante
durante 5 min a 3.000 rpm, o bien filtrar a través de
papel. Sólo se necesita una pequeña cantidad de líquido sobrenadante para la realización del bioensayo.
6.5. Bioensayo del ratón
Inocular intraperitonealmente cada uno de los
ratones utilizados en el ensayo con 1 ml del extracto
ácido. Anotar el momento de la inoculación y observar los ratones cuidadosamente para estimar el Tm
del ratón, que vendrá determinado por el último movimiento respiratorio (boqueada) del ratón. Utilizar
un cronómetro para medir el Tm. Para una determinación inicial se puede usar un ratón, pero es preferible utilizar 2 ó 3. Si el Tm o la mediana del Tm de
varios ratones es <5 min, diluir el extracto hasta obtener tiempos de muerte comprendidos entre 5 y 7
min. Si es necesario realizar grandes diluciones, ajustar el pH entre 2 y 4 adicionando gota a gota CIH 0.1
N. Inocular un mínimo de tres ratones con el extracto o dilución que produce tiempos de muerte entre 5
y 7 min. Si el Tm de uno o dos ratones inoculados con
el extracto no diluido de la muestra es >7 min. (o hay
supervivencia), debe inocularse un total de 3 ó más
ratones para establecer la toxicidad de la muestra.
7. CÁLCULO DE LA TOXICIDAD
Determinar el Tm de cada uno de los ratones utilizados en el ensayo, incluyendo, en su caso, los supervivientes. Calcular las UR correspondientes utilizando la tabla de Sommer. Considerar que el Tm de
los ratones supervivientes es >60 min o equivalente a
0.875 unidades ratón. Corregir las UR obtenidas para
cada ratón multiplicando por el FC del peso de ese
ratón obtenido en la tabla de corrección de peso que
se adjunta. Después, calcular la mediana de las UR
corregidas (URC) del grupo. Las URC se convierten en toxicidad PSP, expresada como µg STX eq. ·
100 g-1 de carne mediante la fórmula: µg STX eq. ·
100 g-1 = URC x FC x factor de dilución x 200
Un valor superior a 80 µg STX eq. · 100 g -1 se
considera peligroso y no apto para el consumo.
115
Tabla de Sommer con las relaciones entre tiempos de muerte y
unidades ratón (UR) para PSP.
Tiempo de
muerte
(min y s)
Unidades
ratón
(UR)
Tiempo de
muerte
(min y s)
Unidades
ratón
(UR)
1:00
10
15
20
25
30
35
40
45
50
55
100
66.2
38.3
26.4
20.7
16.5
13.9
11.9
10.4
9.33
8.42
5:00
05
10
15
20
30
40
45
50
1.92
1.89
1.86
1.83
1.80
1.74
1.69
1.67
1.64
2:00
05
10
15
20
25
30
35
40
45
50
55
7.67
7.04
6.52
6.06
5.66
5.32
5.00
4.73
4.48
4.26
4.06
3.88
6:00
15
30
45
1.60
1.54
1.48
1.43
7:00
15
30
45
1.39
1.35
1.31
1.28
8:00
15
30
45
1.25
1.22
1.20
1.18
3:00
05
10
15
20
25
30
35
40
45
50
55
3.70
3.57
3.43
3.31
3.19
3.08
2.98
2.88
2.79
2.71
2.63
2.56
9:00
30
1.16
1.13
10:00
30
1.11
1.09
11:00
30
1.075
1.06
12:00
1.05
4:00
05
10
15
20
25
30
35
40
45
50
55
2.50
2.44
2.38
2.32
2.26
2.21
2.16
2.12
2.08
2.04
2.00
1.96
13
14
15
16
17
18
19
20
21
22
23
24
25
30
40
60
1.03
1.015
1.000
0.99
0.98
0.972
0.965
0.96
0.954
0.948
0.942
0.937
0.934
0.917
0.898
0.875
CAPÍTULO 3: ENSAYOS IN VIVO E IN VITRO PARA DETECCIÓN DE TOXINAS
116
Tabla de valores de corrección según el peso de los ratones
Peso ratón
(g)
Unidades ratón
(UR)
10
10.5
11
11.5
12
12.5
13
13.5
14
14.5
15
15.5
16
16.5
17
17.5
18
18.5
19
19.5
20
20.5
21
21.5
22
22.5
23
0.50
0.53
0.56
0.59
0.62
0.65
0.675
0.70
0.73
0.76
0.785
0.81
0.84
0.86
0.88
0.905
0.93
0.95
0.97
0.985
1.000
1.015
1.03
1.04
1.05
1.06
1.07
MÉTODO BIOLÓGICO PARA LA DETECCIÓN DE VENENO DIARREICO DE LOS
MARISCOS
1. ÁMBITO DE APLICACIÓN
El presente procedimiento es aplicable a los
análisis de ácido okadaico (AO) y dinofisitoxinas
(DTXs), pectenotoxinas (PTXs), y yesotoxinas
(YTXs) en moluscos bivalvos. El límite de detección
-1
es 0.8 µg de AO eq. · g hepatopáncreas.
2. PRINCIPIO
El AO y derivados, las PTXs y las YTXs son
substancias polietéreas liposolubles extraíbles con
acetona. El bioensayo en ratón de Yasumoto et al. (1978)
permite su detección conjunta, proporcionando una única
respuesta a todas las substancias activas de la muestra.
Este bioensayo se basa en el efecto tóxico agudo
causado por un extracto acetónico de la muestra
analítica, evaporado y redisuelto en una solución acuosa
de Tween 60. Este extracto se inocula
intraperitonealmente en ratones albinos de aprox. 20 g
de peso La determinación de la toxicidad se realiza en
función del Tm de los ratones inoculados con 1 ml del
extracto de Tween.
3. APARATOS Y MATERIAL
-
Cuchillos para abrir los moluscos
Tijeras
Tamiz de acero inoxidable
Papel de filtro o secante
Homogeneizador elétrico ó Ultraturrax
Balanzas
Rotavapor
Filtros de papel
Baño de agua termostatizado
Agitador magnético
Matraces colectores adaptables al rotavapor
Jeringuillas estériles de 1 ml desechables
Material diverso de uso en laboratorio
4. ANIMALES DE EXPERIMENTACIÓN
Ratones Swiss, preferentemente entre 19 y 21 g.
5. REACTIVOS
-
Acetona P.A.
Eter dietílico P.A.
Agua destilada
Solución de Tween 60 al 1% en agua destilada
6. METODO DE ENSAYO
6.1. Preparación
Lavar los moluscos con agua dulce. Abrir los
bivalvos con un cuchillo seccionando el músculo aductor,
cuidando de no cortar o dañar el cuerpo. Enjuagar el
interior con agua dulce para eliminar arenas o
substancias extrañas. Disecar perfectamente los
hepatopáncreas (HP), procurando eliminar todas las
porciones del manto adheridas a éstos y depositarlos
sobre un tamiz de acero inoxidable para eliminar la mayor
cantidad de agua posible. Posteriormente, colocar los
HP en un papel de filtro y dejar secar. Homogeneizar
aprox. 30 g de HP con ayuda del Ultraturrax. En el
caso de moluscos con HP de gran tamaño, se tomarán
los HP procedentes de al menos 10-12 individuos.
6.2. Extracción
Pesar 25 g del homogeneizado de HP en un vaso
de precipitados previamente tarado. Añadir 50 ml de
acetona y homogeneizar con Ultraturrax o similar
durante 2-3 min.. Dejar sedimentar la fase sólida.
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
Filtrar el sobrenadante a través de papel de filtro,
recogiéndolo en un matraz colector adaptable al
rotavapor. Repetir los mismo pasos de extracción dos
veces más, utilizando 50 ml de acetona en cada
ocasión. Recoger los dos nuevos filtrados en el mismo
matraz colector.
Evaporar a sequedad el extracto acetónico en
rotavapor, con el baño de agua a una temperatura de
aproximadamente 40 ºC (nunca superior a 45 ºC).
Redisolver el residuo con una solución acuosa de
Tween 60 al 1%, previamente atemperada a 40 ºC
de tal forma que el volumen final de inóculo sea
aproximadamente 5 ml. La relación peso/volumen a
obtener será de aproximadamente 5 g de HP iniciales
por ml de solución acuosa de Tween 60 al 1%.
6.3. Bioensayo en ratón
Inocular por vía intraperitoneal 3 ratones de
aprox.20 g con alícuotas de 1 ml de la disolución anterior. Anotar la hora de inoculación. Mantener los
ratones en observación al menos 24 horas. En el caso
de observar en los ratones una sintomatología que
pudiera indicar interferencias de biotoxinas PSP o
ASP se seguirá el procedimiento alternativo que se
expone al final del anexo.
7. INTERPRETACIÓN DE RESULTADOS
El bioensayo se considera positivo a la presencia
de OA, DTXs , PTXs y YTXs cuando se produce la
muerte de al menos 2 de los 3 ratones inyectados en
un período menor o igual a 24 horas después de la
inyección.
117
acetona y homogeneizar con Ultraturrax o similar
durante 2-3 min. Dejar sedimentar la fase sólida.
Filtrar el sobrenadante a través de papel de filtro,
recogiéndolo en un matraz colector adaptable al
rotavapor. Repetir los mismos pasos de extracción
dos veces más, utilizando 50 ml de acetona en cada
ocasión. Recoger los dos nuevos filtrados en el mismo
matraz colector. Evaporar el extracto acetónico final
en rotavapor, con el baño de agua a aprox. 40 ºC
(nunca > 45 ºC). No es necesario evaporar totalmente
el agua residual. Añadir al extracto residual un
pequeño volumen de agua de manera que el volumen
final de extracto sea aprox. 15 ml. Trasvasar el
extracto a un embudo de decantación. Arrastrar los
restos del residuo que pudieran permanecer en el
matraz colector con 50 ml de éter dietílico y combinar
este extracto etéreo con el extracto acuoso en el
embudo de decantación. Agitar suavemente
invirtiendo varias veces el embudo (evitar agitación
vigorosa para prevenir la formación de emulsiones).
Dejar en reposo para permitir la separación de las
dos fases. Separar la fracción acuosa y reservar la
fracción etérea. Extraer la fracción acuosa dos veces
más con 50 ml de éter dietílico. Combinar las
fracciones etéreas y realizar dos lavados adicionales
del extracto etéreo con 15 ml de agua. Descartar las
fracciones acuosas y evaporar el extracto etéreo a
sequedad. Redisolver el residuo con una solución
acuosa de Tween 60 al 1%, previamente atemperada
a aprox. 40 ºC de tal forma que el volumen final de
inóculo sea 5 ml. La relación P/V a obtener será de 5
g de HP por cada ml de Tween 60 al 1 %.
1.2. Bioensayo en ratón
PROCEDIMIENTO ALTERNATIVO PARA
ELIMINAR INTERFERENCIAS CON
TOXINAS PSP O ASP
En el caso de observar síntomas de PSP o ASP
en los ratones, se seguirá el procedimiento de
Yasumoto et al. (1984) que se describe a continuación. Los apartados 3, 4 ,5 y 6.1 relativos a aparatos
y material, animales de experimentación, reactivos y
preparación de la muestra del protocolo anterior son
de aplicación en el protocolo alternativo.
1. METODO DE ENSAYO
1.1. Extracción
Pesar 25 g del homogeneizado de HP en un vaso
de precipitados previamente tarado. Añadir 50 ml de
Inocular por vía intraperitoneal 3 ratones de
aprox. 20 g de peso con alícuotas de 1 ml de la
disolución anterior. Anotar la hora de inoculación.
Mantener los ratones en observación al menos 24
horas.
2. INTERPRETACIÓN DE RESULTADOS
El bioensayo se considera positivo a la presencia
de OA, DTXs , PTXs y YTXs cuando se produce la
muerte de al menos 2 de los 3 ratones inyectados en
un período menor o igual a 24 horas tras la inyección.
Nota: La sustitución del eter dietílico por
diclorometano mejora la extractabilidad de las
Yesotoxinas.
CAPÍTULO 3: ENSAYOS IN VIVO E IN VITRO PARA DETECCIÓN DE TOXINAS
118
MÉTODO BIOLÓGICO PARA LA
DETECCIÓN DE ACIDO OKADAICO,
DINOFISISTOXINAS, PECTENOTOXINAS,
YESOTOXINAS Y AZASPIRÁCIDOS EN EL
CUERPO ENTERO DE LOS MOLUSCOS
(Yasumoto et al., en prep.)
1. ÁMBITO DE APLICACIÓN
El presente procedimiento es de aplicación a los
análisis de Acido okadaico (AO), Dinofisistoxinas
(DTXs), Pectenotoxinas (PTXs), Yesotoxinas
(YTXs) y Azaspirácidos (AZAs) en moluscos
bivalvos. El presente ensayo permite la determinación sobre el cuerpo entero de los moluscos de la
presencia o ausencia de estas toxinas a los niveles
establecidos en la Decisión 2002/225/CEE del 15 de
Marzo de 2002.
2. PRINCIPIO
El AO, DTXs, PTXs, YTXs y AZAs son sustancias bioactivas polietéreas producidas por diferentes
especies de dinoflagelados. Todos estos compuestos
son extraíbles con acetona, si bien la extracción cuantitativa de los AZAs requiere una segunda extracción con metanol. El presente ensayo está basado en
el bioensayo en ratón de Yasumoto (1984), que ha
sido modificado de manera que permita el análisis
del cuerpo entero del molusco y la detección conjunta de las sustancias contempladas en la Decisión 2002/
225/CEE a los niveles establecidos en la misma. El
bioensayo en ratón se basa en el efecto tóxico agudo
causado por un extracto acetónico/metanólico de la
muestra analítica (homogeneizado de la carne de los
moluscos) purificado a través de partición líquido/líquido y posteriormente evaporado y resuspendido en
una solución acuosa de Tween 60 al 1 %. Este extracto es inoculado intraperitonealmente en ratones
albinos de aproximadamente 20 g de peso La determinación de la toxicidad se realiza en función del tiempo de muerte de los ratones inoculados con 1 ml del
extracto de Tween.
3. REACTIVOS
- Acetona
- Metanol
- Solvente* para la partición líquido/líquido: éter
dietílico ó acetato de etilo o diclorometano
- Butanol
- Agua destilada
- Solución de Tween 60 al 1% en agua destilada
* Nota: El diclorometano y el acetato de etilo son
equivalentes en lo que se refiere a extractabilidad de
las toxinas reguladas en la Decisión 2002/225/CEE,
de manera que AO, DTXs, PTXs, YTXs y AZAs
son extraídas cuantitativamente con ambos solventes. Sin embargo, el uso en rutina del acetato de etilo
puede presentar inconvenientes debido a la emulsión
formada durante la partición con agua. El
diclorometano no presenta este problema, si bien su
elevada toxicidad y las regulaciones establecidas en
algunos países contra el uso de solventes clorinados,
pudieran dificultar su aplicación en rutina. La eficacia del éter dietílico en cuanto a la extracción de las
YTXs no es tan alta como en el caso de la extracción de AO, DTXs, PTXs y AZAs (alrededor de un
50 % de las YTXs presentes pueden pasar a la fase
acuosa). Sin embargo, debido a la alta sensibilidad
del ratón a la presencia de YTXs, se puede considerar este solvente como adecuado para detectar la
presencia de YTXs a concentraciones muy por debajo del límite establecido en la Decisión, y por tanto,
puede ser utilizado con fínes de control. Los tres solventes propuestos para la partición líquido/líquido pueden ser considerados equivalentes en términos de protección de la Salud Pública.
4. APARATOS Y MATERIAL
-
Cuchillos para abrir los moluscos
Tamiz de acero inoxidable.
Homogeneizador eléctrico o Ultraturrax.
Balanzas
Filtros de papel
Rotavapor
Baño de agua termostatizado
Matraces colectores adaptables al rotavapor de
diferentes volúmenes
Jeringuillas estériles de 1 ml desechables
Bomba de vacío regulable
Matraces Erlenmeyer Kitasato
Embudos de decantación
Embudo Buchner o similar
Material diverso de uso en laboratorio
5. ANIMALES DE EXPERIMENTACIÓN
Ratones Swiss, preferentemente de peso 20 ± 1 g.
6. MÉTODO DE ENSAYO
6.1. Preparación
Limpiar externamente los moluscos con agua
dulce. Con ayuda de un cuchillo abrir los bivalvos
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
seccionando el músculo aductor, cuidando de no cortar o dañar el cuerpo de los bivalvos. Si fuera necesario, enjuagar el interior con agua dulce para eliminar arenas o substancias extrañas. Separar la carne
de la concha seccionando los músculos aductores y
el tejido adherido a la charnela. Depositar la vianda
en un tamiz de acero inoxidable y escurrirla el tiempo
necesario para eliminar la mayor cantidad de agua.
Recoger entre 100 y 150 g de vianda y proceder a su
homogeneización.
119
sea de 4 ml. La relación peso/volumen a obtener es
de 25 g de carne iniciales por cada ml de solución
acuosa de Tween 60 al 1%.
6.3. Bioensayo en ratón
Inocular por vía intraperitoneal tres ratones de
aproximadamente 20 g de peso con alícuotas de 1 ml
de la disolución anterior. Mantener los ratones en
observación al menos 24 horas.
7. INTERPRETACION DE RESULTADOS
6.2. Extracción
Pesar 100 g del homogeneizado de carne del
molusco en un vaso de precipitados. Añadir 300 ml
de acetona y homogeneizar durante 2 min. Filtrar a
presión reducida y reservar el filtrado. Extraer el residuo con 300 ml de metanol, homogeneizando durante dos minutos. Filtrar este segundo extracto a
presión reducida. Combinar los extractos acetónico
y metanólico en un matraz colector adaptable a
rotavapor, preferentemente de 2 litros. Añadir 20-25
ml butanol (nunca más de 50 ml) para prevenir la
formación de espumas.
Evaporar hasta casi sequedad (la temperatura del
baño de agua no debe exceder los 45ºC) y transferir
el residuo con 100 ml del solvente seleccionado para
la partición a un embudo de decantación. Añadir al
embudo 50 ml de agua y agitar suavemente invirtiendo varias veces el matraz (evitar agitación vigorosa).
Dejar en reposo para permitir la separación de las
dos fases. Reservar la fase orgánica y recoger la
fase acuosa llevándola a otro embudo de decantación. Lavar la fase acuosa con 20 ml adicionales de
solvente orgánico.
Dejar en reposo para separar las dos fases. Descartar la fase acuosa y combinar las fases orgánicas. Transferir el extracto combinado a un matraz
colector adaptable al rotavapor y evaporar hasta sequedad. No obstante como, dependiendo del tipo de
muestras, la resuspensión del residuo final en Tween
60 al 1 % para la posterior inoculación a los ratones
pudiera resultar difícil, el residuo obtenido tras la evaporación del solvente orgánico se reextrae mediante
sonicación con 16 ml de metanol. Tras unos minutos
de reposo, separar el sobrenadante que contiene las
toxinas del residuo que permanece en el fondo.
Evaporar a sequedad el extracto metanólico y
resupenderlo en Tween 60 al 1 %, transfiriéndolo a
un tubo graduado de manera que el volumen final
La muerte de 2 de 3 ratones en 24 horas podría
ser interpretada como la presencia de una o más toxinas liposolubles (AO y DTXs, PTXs, YTXs y AZAs)
a niveles superiores a los establecidos en la Decisión
2002/225/CEE del 15 de Marzo de 2002. Aunque esta
asunción es correcta en el caso de toxinas de los
grupos del AO, DTXs, PTXs y AZAs, si hay YTXs
en las muestras a analizar se pueden producir resultados positivos incluso si estas substancias se encuentran a niveles muy por debajo del nivel regulatorio de
1 mg · kg -1 (160 µg equiv. YTX · kg -1 pueden producir la muerte en los ratones).
Se puede sospechar la presencia de YTXs o su
co-ocurrencia con las otras toxinas del grupo si los
ratones mueren antes de 6 h con síntomas similares
a los producidos por las toxinas PSP (convulsiones y
saltos), aunque este tipo de muerte puede ser también ocasionado por la presencia de niveles elevados
de algunas toxinas de los otros grupos regulados en
la Decisión. En este caso, se recomienda la aplicación del protocolo que se describe seguidamente y
que contempla una partición líquido/líquido con
diclorometano/metanol 60 % y que permite la determinación de AO, DTXs, PTXs y AZAs en el extracto de diclorometano y la determinación de las YTXs
en la fase metanólica.
Si los ratones mueren entre las 6 y 24 horas, es
muy improbable que las YTXs estén presentes en
las muestras, o bien que contribuyan a su toxicidad
de forma significativa, de manera que este resultado
se puede interpretar como la presencia de una o más
toxinas de los siguientes grupos: OA, DTXs, PTXs y
AZAs a niveles superiores a los establecidos en la
decision 2002/225/CEE.
CAPÍTULO 3: ENSAYOS IN VIVO E IN VITRO PARA DETECCIÓN DE TOXINAS
120
PROCEDIMIENTO PARA DETECCIÓN DE
AO, DTXS, PTXS Y AZAs EN EL EXTRACTO
DE DICLOROMETANO Y DETECCIÓN DE
YTXs EN EXTRACTO METANÓLICO
1. AMBITO DE APLICACIÓN
Se aplicará este protocolo en el caso de que se
sospeche la presencia de YTXs en las muestras.
2. REACTIVOS
-
Acetona
Metanol
Metanol 60 %
Butanol
Diclorometano
Agua destilada
Solución de Tween 60 al 1% en agua destilada
3. APARATOS Y MATERIAL
-
Cuchillos para abrir los moluscos
Tamiz de acero inoxidable.
Homogeneizador eléctrico ó Ultraturrax.
Balanzas
Filtros de papel
Rotavapor
Baño de agua termostatizado
Matraces colectores adaptables al rotavapor de
diferentes volúmenes
Jeringuillas estériles de 1 ml desechables
Bomba de vacío regulable
Matraces Erlenmeyer Kitasato
Embudos de decantación
Embudo Buchner o similar
Material diverso de uso en laboratorio
4. ANIMALES DE EXPERIMENTACIÓN
Ratones Swiss, preferentemente de peso 20 ± 1 g.
5. MÉTODOS DE ENSAYO
5.1. Preparación y extracción
Preparar la carne del molusco tal como se explicó
en el apartado 6.1 de la página 119. Pesar 100 g del
homogeneizado de carne en un vaso de precipitados.
Añadir 300 ml de acetona y homogeneizar con
Ultraturrax o similar durante 2 min. Filtrar a presión
reducida y reservar el filtrado. Extraer el residuo con
300 ml de metanol, homogeneizando durante 2 min. Filtrar este segundo extracto a presión reducida. Combinar los extractos acetónico y metanólico en un matraz
colector adaptable a rotavapor, preferentemente de 2 l.
Añadir 20-25 ml de butanol (nunca más de 50 ml) para
prevenir la formación de espumas. Evaporar hasta casi
sequedad (la temperatura del baño de agua no debe
exceder los 45ºC). Transferir el residuo a un matraz de
decantación con 30 ml de diclorometano y 60 ml de
metanol : agua al 60 %. Es esencial que ambos solventes estén saturados uno con el otro, para evitar emulsiones
posteriores. Agitar suavemente el matraz de decantación y dejar reposar. Después de que se separen ambas fases recoger el extracto de diclorometano y reservar la fase metanólica. Extraer la solución de
diclorometano 2 veces más con 60 ml de metanol al 60
% y combinar todos los extractos metanólicos. La presencia de AO, DTXs, PTXs y AZAs se investiga en el
extracto de diclorometano. La presencia de YTXs se
investiga en el extracto metanólico.
6. BIOENSAYO EN RATÓN Y EVALUACIÓN
DE LA TOXICIDAD
6.1. Investigación de AO, DTXs, PTXs y AZAs
Evaporar el extracto de diclorometano. El residuo
obtenido tras la evaporación del solvente se re-extrae
mediante sonicación con 16 ml de metanol. Tras unos
minutos de reposo, separar el sobrenadante que contiene las toxinas del residuo que permanece en el fondo.
Evaporar el extracto metanólico. Resupenderlo y transferirlo a un tubo graduado de manera que el volumen
final sea de 4 ml. La relación peso/volumen a obtener
es de 25 g de carne iniciales por ml de Tween 60 al 1
%. Inocular por vía intraperitoneal 3 ratones de aprox.
20 g con alícuotas de 1 ml de la disolución anterior.
Mantener los ratones en observación al menos 24 horas. La muerte de 2 de 3 ratones en 24 h se interpreta
como la presencia de una o más de las toxinas de los
siguientes grupos: AO y DTXs, PTXs y AZAs a niveles por encima de los establecidos en la Decisión 2002/
225/CE del 15 de Marzo de 2002.
6.2. Investigación de Yesotoxinas
Llevar el extracto metanólico-acuoso a 200 ml con
metanol. Tomar 16 ml de la solución resultante y evaporarlos. Resuspender y transferir el residuo a un tubo
graduado con porciones de Tween 60 al 1 % hasta un
volumen de 4 ml. Inocular por vía intraperitoneal 3 ratones de aproximadamente 20 g de peso con alícuotas de
1 ml de la disolución anterior (equivalente a 2 g de carne). Mantener los ratones en observación al menos 6 h.
La muerte de 2 de 3 ratones en 6 h se interpreta como
la presencia de YTXs a niveles por encima de los establecidos en la Decisión 2002/225/CEE del 15 de Marzo
de 2002.
PARTE II. TAXONOMÍA
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
123
CAPÍTULO 4: DINOFLAGELADOS TECADOS TÓXICOS DEL CONO SUR
AMERICANO
ENRIQUE BALECH
Casilla de Correo 64, 7630 Necochea, Buenos Aires, Argentina.
INTRODUCCIÓN ........................................................................................................ 125
LOS DINOFLAGELADOS «BIVALVOS»: PROROCENTRALES Y DINOPHYSIALES ...
................................................................................................................................. 126
Orden Prorocentrales ....................................................................................................... 127
Prorocentrum Ehrenberg, 1834 ........................................................................................ 127
Prorocentrum minimum (Pavillard, 1916) Schiller, 1933 ..................................................... 127
Orden Dinophysiales ....................................................................................................... 128
Dinophysis acuta Ehrenberg, 1840 ................................................................................... 129
Dinophysis acuminata Claparède & Lachmann, 1859 ........................................................... 130
Dinophysis acuminata var. acuminata ............................................................................... 130
Dinophysis acuminata var. lachmannii (Paulsen, 1949) Paulsen, 1949 ................................... 131
Dinophysis fortii Pavillard, 1923 ........................................................................................ 131
Dinophysis rotundata Claparède & Lachmann, 1859 ............................................................ 131
Dinophysis mitra (Schütt, 1895) Abé, 1967b ....................................................................... 132
Dinophysis caudata Saville Kent, 1881 ............................................................................... 132
Dinophysis tripos Gourret, 1883 ........................................................................................ 133
Clave para ayudar a diferenciar las especies de Dinophysis tóxicas de la región ......................... 133
SOBRE EL USO DE LA CLAVE .................................................................................................. 134
LOS DINOFLAGELADOS «PLURITABULARES»: PERIDINIALES (PERIDINIOIDEA) ...
................................................................................................................................. 134
Orden Peridiniales .......................................................................................................... 134
Alexandrium Halim, 1960, emend. Balech, 1990 ................................................................ 134
SOBRE LA TAXINOMÍA DE A LEXANDRIUM .................................................................................. 135
CARACTERÍSTICAS DEL GÉNERO ............................................................................................. 135
Subgénero Alexandrium ................................................................................................... 137
Clave para ayudar a diferenciar las especies tóxicas de la región ......................................... 137
Alexandrium tamarense (Lebour, 1925) Balech, 1985 ......................................................... 137
Alexandrium acatenella (Whedon & Kofoid, 1936) Balech, 1985 ........................................ 138
Alexandrium catenella (Whedon & Kofoid, 1936) Balech, 1985 .......................................... 139
Alexandrium fraterculus (Balech, 1964) Balech, 1985 ........................................................ 140
Alexandrium kutnerae (Balech, 1979) Balech, 1985 ........................................................... 140
Alexandrium peruvianum (Balech & Mendiola, 1977) Balech & Tangen, 1985 ..................... 141
Alexandrium tropicale Balech, 1985 ................................................................................. 141
Subgénero Gessnerium (Halim, 1967) Balech, 1990 .............................................................. 141
Alexandrium (G.) monilatum (Howell, 1953) Balech, 1995 ................................................... 142
CAPÍTULO 4: DINOFLAGELADOS TECADOS TÓXICOSDEL CONO SURAMERICANO
124
BIBLIOGRAFÍA ........................................................................................................... 142
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
125
DINOFLAGELADOS TECADOS TÓXICOS DEL CONO SUR
AMERICANO
ENRIQUE BALECH
Casilla de Correo 64, 7630 Necochea, Buenos Aires, Argentina.
INTRODUCCIÓN
Los dinoflagelados son los primeros
fitopláncteres que se conocieron como productores
de poderosas toxinas (Sommer et al., 1937) y aún
siguen siendo los más importantes de ellos.
Las toxinas y las patologías que producen son de
varios tipos que, desde el punto de vista del interés
humano, se pueden ubicar en dos grupos: las llamadas ictiotoxinas, que ejercen su acción nociva sobre
peces e invertebrados (animales poiquilotermos) y
las que causan trastornos y muertes en animales
homeotermos. Estas se reparten según su acción, en
varios grupos.
Las ictitoxinas no se determinaron en aguas americanas al sur del Ecuador, aunque sí se registraron
en ellas diversos episodios de mortalidades masivas
de fauna marina. En verdad no conozco ningún real
intento de encontrar la explicación rigurosamente
científica de esas mortalidades, que suele ser reemplazada por vagas hipótesis, entre ellas la de contaminantes echados al mar. Los grandes
«florecimientos» planctónicos, coincidentes con esas
catástrofes, sustentan la fácil relación de causa y efecto. Pero aún si ésta tiene muy alta probabilidad de
ser correcta, queda por verificar el verdadero mecanismo del fenómeno.
Muchas veces el efecto nocivo no se debe a toxinas producidas por ese plancton, o por alguna de sus
especies, sino a causas diversas, como oclusión de
branquias, anoxia, exceso de algunos metabolitos
externos o producidos por la putrefacción de gran
parte de la excesiva población fitoplanctónica en su
fase decadente. Por eso, y a falta de buenos análisis
químicos de los dinoflagelados mismos, es siempre
riesgosa la calificación de tóxica, asignada a algunas
de sus especies, por su simple aparición en gran número en coincidencia con algún tipo de toxicidad.
Esto se refiere tanto a las mortalidades de fauna como
a las intoxicaciones humanas.
Las toxinas peligrosas para nosotros son, a su vez,
de varios tipos, clasificables sea tanto por sus estructuras moleculares como por su acción patogénica. Se
habla entonces, de diarreicas, de paralizantes, de
ciguatéricas, de amnésicas, de neurotóxicas diversas
no incluibles en alguno de los otros grupos y de
hemolisinas. Damos los nombres aceptados y de uso
corriente, aunque varios de ellos sean muy discutibles desde el punto de vista semántico. Así, por ejemplo, se dice «Toxina paralizante de moluscos» (TPM),
etiqueta que adolece de dos errores, pues ni paraliza
moluscos ni son producidas por éstos, que sólo son
acumuladores o vectores. Peor es la fiel transcripción de la denominación inglesa de «paralítica» que,
si es dudosamente defendible en inglés, es completamente inaceptable, absurda, en castellano y otros
idiomas.
En la región sólo se verificaron las dos primeras
clases de toxinas. Además, las amnésicas sólo son
producidas, por lo que se sabe hasta ahora, por
diatomeas. Las neurotoxinas, producidas fundamentalmente por dinoflagelados «desnudos» (ver esta
denominación más adelante) no se verificaron, hasta
ahora, en aguas americanas del hemisferio sur. Las
ciguatéricas son, en verdad, una mezcla bastante
heterogénea de toxinas, la principal de las cuales es
producida por dinoflagelados bentónicos no hallados en estos mares. También las hemolisinas son producidas por dinoflagelados bentónicos que no se tratan en este capítulo.
Los vehículos de estas toxinas son, en el caso de
los dos tipos de nuestro interés directo, animales
filtradores de plancton, fundamentalmente moluscos
pelecípodos o bivalvos. De mucha menos importancia son los gasterópodos.
Antes de proseguir parece conveniente hacer algunas aclaraciones sobre problemas sistemáticos y
taxinómicos de los dinoflagelados. Como es sabido,
se mantiene un largo desacuerdo sobre su ubicación
en uno de los reinos tradicionales en que se repartie-
CAPÍTULO 4: DINOFLAGELADOS TECADOS TÓXICOSDEL CONO SURAMERICANO
126
ron todos los seres vivos: animales y vegetales. Aunque hoy esta división goza de muy poco predicamento
(según los especialistas los «reinos» oscilan entre
dos y doce) esta divergencia no tendría mayor importancia práctica si no fuese por su incidencia en la
nomenclatura científica. Afortunadamente no hay
problemas muy serios con ninguno de los taxones
aquí tratados.
Empleo, por muy conveniente, las designaciones de dinoflagelados tecados y de atecados o desnudos, pese a las objeciones que varios especialistas
han levantado contra ellas. Entiendo por tecados
aquellos que tienen una cubierta exterior (teca) de
cierta rigidez y compuesta por elementos separables
o placas.
Algunos estudiosos tienden a confinar todas las
observaciones al microscopio electrónico de barrido
(MEB). Pero el MEB no es adecuado para los análisis planctológicos generales ni para el conocimiento
profundo de la anatomía tecal. Si bien ha dado fotografías hermosas, hizo adelantar poquísimo el conocimiento de las tecas. Es muy importante, en cambio, para el de las partes blandas (flagelos, películas,
etc.) y de detalles finos de las superficies. Por eso
resulta valioso para el estudio de las tecas de
Prorocentrum y, desde luego, para el de otros organismos (diatomeas, coccolitofóridos...). Es mucho
más fructífero el estudio de los protoplasmas de los
dinoflagelados con microscopio electrónico de transmisión (MET).
Otro problema es el de la clasificación de determinados dinoflagelados como organismos tóxicos.
Sobre todo desde las muy interesantes observaciones de la científica portuguesa E. de Sousa e Silva
(Silva, 1979, 1990) no suficientemente consideradas
por otros investigadores, tenemos fuertes indicios de
que, en alguna forma, la producción de toxina se debe
a una relación sui generis entre ciertas bacterias y
determinadas especies de dinoflagelados. Esto explicaría, en parte, las llamativas diferencias de toxicidad comprobadas en algunas especies, según el lugar y momento en que fueron obtenidas, llegando al
extremo de que algunas se clasifican tanto como
atóxicas o como definidamente tóxicas.
Como parte final de esta larga pero conveniente
introducción, me parece oportuno decir algo sobre el
rol del planctólogo en la prevención de las
intoxicaciones humanas. Si el muestreo de plancton
se hace con redes, es frecuente que estas sean de malla
demasiado grande para una retención adecuada de
las especie pequeñas, entre las que se encuentran
varias de las que presentamos aquí, y que, por consiguiente, estarán subrepresentadas, ocultando el verdadero tamaño de su población.
Si, a pesar de usar redes apropiadas, en la muestra aparecen escasísimos ejemplares de una o más
especies tóxicas, su hallazgo, sin ser preocupante, es
una llamada de atención sobre la existencia de la «semilla» inicial de poblaciones densas, peligrosas, que
pueden constituirse en tiempo relativamente breve si
las condiciones son favorables. Por lo tanto deben
considerarse como un primer llamado de atención
que aconseja la intensificación de los muestreos.
Si los individuos de esas especies están en número suficiente como para calificar sus poblaciones
de pobres pero no paupérrimas, deberían instaurarse
medidas preventivas, pues hay dos factores importantes a considerar: la frecuente distribución irregular del plancton, que no asegura plena
representatividad de las muestras, y la capacidad
filtrante y retentiva (acumulativa) de algunos de los
vectores usuales de los organismos tóxicos, la que
puede ser mucho más alta de lo que algunos piensan.
Un mejillón puede filtrar, en la estación más favorable, tres litros de agua por hora (Andreu, 1965).
LOS DINOFLAGELADOS «BIVALVOS»:
PROROCENTRALES Y DINOPHYSIALES
En ambos ordenes la teca, usualmente aplastada
bilateralmente, está formada por dos valvas, derecha
e izquierda. En Prorocentrales (Prorocentroidea) las
valvas son simples, formada cada una por una sola
placa, mientras que en las Dinophysiales
(Dinophysioidea) cada una es pluritabular.
La teca de las Prorocentrales carece de sulcus y
de cingulum. Esta gran simplicidad se altera un poco
por la presencia de un grupito de placas diminutas
cuyo número normal probablemente es de 8 (± 1-2)
ubicadas en el extremo anterior y que delimitan un
par de poros flagelares. Una de ellas puede presentar
una espina, a veces bastante grande, y, usualmente,
alada. Algunos autores sostienen que el número de
plaquitas puede ser doce, pero se basan en interpretaciones dudosas de imágenes de MEB.
La teca de las Dinophysiales es, en cambio, bastante compleja, tiene cingulum y sulcus, y está formada por placas que se agrupan en regiones: por de-
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
lante del cingulum, la epiteca, que es muy corta en
las especies que aquí consideramos y, por detrás, la
hipoteca, que forma casi todo el cuerpo visible y que,
en algunas especies, se extiende hacia atrás en espinas u otras proyecciones. El cingulum está bordeado
por un par de formaciones membranosas o aletas. En
el borde ventral, generalmente estrecho, se ubica el
sulcus, delimitado a ambos lados por las aletas
sulcales.
En ninguno de estos órdenes se detectaron, hasta
ahora, toxinas paralizantes, pero en ambos hay especies productoras de otros tipos de toxinas, principalmente diarreicas.
Orden Prorocentrales
Tiene un bajo número de especies, reunidas en
una familia: Prorocentraceae (Prorocentridae). Su
género principal, único que tratamos aquí, es
Prorocentrum. Hasta hace pocas décadas se reservaba este nombre para las formas con diente o espina
apical, distinguiéndolas de Exuviaella, nombre genérico que se aplicaba a todas las especies que carecían de esa proyección o la tenían rudimentaria. Hoy
la mayoría de los especialistas acepta la unificación
genérica propuesta por Abé (1967a).
Prorocentrum Ehrenberg,1834
Este género es muy frecuente en aguas costeras.
No rara vez produce discoloraciones y es importante
presa de pequeños invertebrados y de protistas
planctófagos. Suele ser acompañante de diversas especies tóxicas y, por esta razón, a varias de sus especies se les atribuyó toxicidad indocumentada.
Aunque buenos estudios demostraron la presencia de toxinas en tres o cuatro de sus especies hay,
empero, dos razones para decir que, aun hoy, hay
que tomar con reservas la citación de intoxicaciones
producidas por Prorocentrum, afirmaciones que sólo
se apoyan en la abundancia de este género en plancton
tóxico. La primera es el estado muy insatisfactorio
de su taxinomía, con especies propuestas pero casi
inidentificables y sinonimias que se crean y desaparecen con igual rapidez. Un carácter taxinómico seguramente importante, pero muy descuidado, es la
distribución de poros en la superficie tecal, y la distinción entre ellos y pequeñas protuberancias
(espínulas). Recientes estudios con MEB (Faust,
1974, 1990 y otros) prometen una mejoría.
127
No simplifica las cosas saber que, por lo menos
en cultivos experimentales, se pueden producir
hibridaciones (Costas, 1986).
La segunda razón para ser prudentes es la atribución frecuente de toxicidad a varias de sus especies,
sin bases ciertas. Por ejemplo, P. micans, la especie
más conocida y de mayor distribución mundial, fue
calificada como tóxica muchas veces, pero ninguno
de los análisis que se le hicieron permitieron detectar toxinas en ella. Por otra parte, es muy probable
que, como pasa con otros géneros, algunos taxones
puedan ser tóxicos, o no, según las condiciones del
medio.
De aquellas especies en las que se verificó producción de toxinas, sólo una, la que describo a continuación, se registró en el área de nuestro interés directo, pero en ésta no hay informes fehacientes de
intoxicaciones producidas por ella.
Prorocentrum minimum (Pavillard, 1916) Schiller,
1933
Fig. 1
Exuviaella minima Pavillard, 19l6: 11, pl. I (1 a y b).
Prorocentrum triangulatum, Martin, 1929: 557, fig.
1-3.
Prorocentrum minimum (Pavillard) Schiller, 1933:
32, fig. 33 a y b.
Prorocentrum cordiforme Bursa, 1959: 31, fig. 104107.
Exuviaella mariae-lebouriae Parke & Ballantine,
1957: 643, fig. 1-9.
Especie pequeña, de forma muy variable, casi
siempre triangular o acorazonada, a veces oval a oscuramente pentagonal. Margen anterior con ligera
concavidad media, con una espinita o sin ella. Las
características más importantes para distinguirla son:
su pequeño tamaño y la superficie tecal bastante densamente poblada por puntuaciones que el MEB re-
10 µm
Fig. 1. Tres formas de Prorocentrum minimum .
CAPÍTULO 4: DINOFLAGELADOS TECADOS TÓXICOSDEL CONO SURAMERICANO
128
vela que son de dos tipos: poros y protuberancias diminutas espiniformes.
Dimensiones: L menor de 20 µm, generalmente 1518.
Los registros de este taxón, siempre en poca abundancia, son frecuentes en varios puntos del litoral
argentino. Al parecer no ha sido encontrado en otros
países de la región.
En Japón se lo responsabilizó de varios centenares de intoxicaciones humanas, hasta con algunos
casos fatales, pero estudios de bioquímicos japoneses, sólo encontraron en este dinoflagelado, hasta
ahora, toxinas de poca actividad.
Orden Dinophysiales
El Orden Dinophysiales (Dinophysioidea) tiene
muchos mas géneros y especies que el anterior, que
reúne algo menos de 20. La mayoría de los géneros
presentan sólo una o dos especies; sólo Dinophysis,
Ornithocercus, Histioneis y Amphisolenia tienen
varias. En el primero, representado en todos los mares, hasta son numerosas. Los otros tres sólo son hallados en aguas cálidas. Las características genéricas
diferenciales pueden consultarse en Balech (1988).
Si bien en el orden hay tremenda diversidad
morfológica llama la atención la uniformidad en el
número y disposición de las placas constituyentes de
la teca.
2
El primer detalle a destacar es la clara estructura bivalvar. Las placas se ubican de manera tal que
forman tres regiones bien distinguibles en vista lateral. Ellas son, de adelante a atrás: la epiteca, el
cingulum y la hipoteca que, casi siempre, constituye
por sí sola, la mayor parte de la teca.
Las dimensiones y las relaciones entre ellas son
características importantes para la taxinomía. Las
principales se obtienen examinando las tecas en vista lateral, que es la que comunmente se presenta al
observador ya que la vista ventral es difícil de obtener debido al fuerte aplastamiento bilateral. Sólo es
fácil observar la región ventral en estados
megacíticos, como se lo llama cuando entre valva y
valva se desarrollan muy amplias bandas o zonas
conectivales (usualmente con fuertes estrías transversales) que preceden la división celular que se hace
por el plano medio dorso-ventral.
Para medir los especímenes en vista lateral se
consideran dos ejes longitudinales: el que expresa la
longitud del ejemplar (L) y el eje medio (Em).
L es una recta que, partiendo del centro de la
epiteca llega al punto extremo posterior de la hipoteca, excluyendo espinas y membranas, si las hubiere.
Em es la recta que partiendo desde el mismo punto
anterior, se extiende perpendicular al cingulum hasta
el borde posterior de la teca. Puede haber coincidencia de ambos ejes.
3
4
Fig. 2. Vista lateral derecha de un Dinophysis mostrando la forma de tomar las principales medidas. a.c.a., aleta cingular anterior, con
radios; a.c.p. aleta cingular posterior; a.s.d., aleta sulcal derecha; a.s.i., aleta sulcal izquierda con sus tres costillas: R1 o anterior, R2 o
media y R3 o posterior; la porción que se extiende por debajo de R3 se llama retrocostal; E, profundidad (= ancho dorso-ventral) de
la epiteca; H, lo mismo de la hipoteca; L, eje longitudinal (longitud); e.m., eje medio. Fig. 3. Dinophysis en vista ventral. En grisado,
el sulcus, entre las dos aletas sulcales. Fig. 4. Dinophysis. Vista anterior o apical de la epiteca, con sus componentes ligeramente
separados. E1,E 2,E 3 y E4, placas epitecales. A, placas apicales. Zm., zona o banda megacítica. Obsérvese que casi toda la epiteca está
formada por las dos epitecales dorsales (E2 y E3 ) y que las cuatro de la serie contribuyen a integrar la aleta cingular anterior, pero que
la porción de aleta que corresponde a las pequeñas ventrales (E1 y E4) es reducidísima.
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
129
H es la medida del segmento que, paralelo al
cingulum, se extiende del punto más dorsal al más
ventral de la hipoteca.
la izquierda, dimensiones, amplitud, dirección y presencia de varillas de sostén de la aleta cingular anterior, y escultura.
En vista lateral, se distinguen tres zonas o regiones tecales que son, de adelante a atrás: epiteca,
cingulum e hipoteca. Cada una de ellas está constituida, mayoritariamente, por dos placas principales,
dorsales (una en cada valva) acompañadas por dos
ventrales, mucho menores. En las tres hay, en la región ventral, otras pequeñas placas que son de difícil
estudio, sobre todo las de la epiteca («placa del poro»
y una o dos apicales más). Las que se ubican a lo
largo del borde ventral del cingulum y de la hipoteca
son las que integran el sulcus. Las figuras 2 y 3 muestran como medir las tecas y las 4-6 la ubicación y
símbolos de las placas.
Las especies de las que se conocen toxinas son
pocas. Nos ocuparemos de las seis presentes en la
5
Elementos conspicuos de las tecas son las membranas o aletas: dos cingulares (anterior y posterior)
y dos sulcales (izquierda y derecha). Caracteres
taxinómicamente importantes de la aleta cingular
anterior son, su desarrollo, su dirección y que tenga
o no varillas o radios de sostén.
Las aletas sulcales son aún más notables y
diversificadas. La derecha es una membrana única,
integrante de la placa hipotecal dorsal de ese lado,
no es fácil de ver, enmascarada por la izquierda, que
es más grande, robusta y tripartita. Esta última ostenta tres varillas de sostén o costillas designadas de
adelante atrás, con los símbolos R1, R2 y R3. Cada
una de las primeras porciones son membranas del
borde ventral de sendas placas estrechas, alargadas y
robustas. La primera de ellas (H1) está ligeramente a
la izquierda del plano medio o de división de la célula y la segunda (H4) un poco a la derecha del mismo.
En cuanto a la tercera porción, generalmente muy
corta, no es separable, por ser integrante de la placa
H3 .
En algunas especies la hipoteca forma robustas
prolongaciones posteriores o caudales (D. caudata y
D. tripos). En otras no tratadas aquí, hay una o más
espinas, a veces de gran longitud y aladas.
Son caracteres claves para la determinación de
las especies de este género: contorno general en vista lateral (a veces también en vista frontal), relaciones entre los ejes longitudinal y medio, apéndices o
espinas posteriores, altura, forma y ancho de la epiteca
en vista lateral (= profundidad o espesor) (E), forma
de las aletas sulcales, distancia entre las costillas de
6
Fig. 5. Dinophysis, esquema de los constituyentes de ambas
valvas, en vista ventral y más separadas en el dorso. En la región ventral se ubican, entre ambas, las placas sulcales, constituyentes del sulcus. Fig. 6. Dinophysis, esquema de los constituyentes del cingulum.
región en las que se comprobó producción de toxinas
o para las que hay fuertes sospechas de que sean
tóxicas.
Dinophysis acuta Ehrenberg, 1840
Figs. 7-8
Dinophysis acuta Ehrenberg, (1839)1840: 124, 151,
pl. 4.
Especie bastante grande, alargada. La hipoteca
presenta dos partes bien diferenciadas: la anterior o
mayor se ensancha algo hacia atrás; la posterior es
triangular irregular de extremo redondeado. Aleta
cingular anterior amplia, oblicua, sin radios. Epiteca
aplastada o apenas convexa. Aleta sulcal izquierda
bastante ancha con borde libre algo convexo: R 2 más
cerca de R1 que de R3. La aleta derecha es irregularmente triangular y bastante corta pues apenas sobrepasa el nivel de R2.
Dimensiones: muy variables, L 65-94 µm.
CAPÍTULO 4: DINOFLAGELADOS TECADOS TÓXICOSDEL CONO SURAMERICANO
130
Productora de toxina diarreica vehiculizada por
moluscos bivalvos.
Dinophysis acuminata Claparède & Lachmann,
1859
Figs. 9-14
7
20 µm
8
Figs. 7- 8. Dinophysis acuta , en vista lateral derecha. Fig. 7.
Una de las formas observadas en aguas escandinavas. Fig. 8.
Forma de Pto. Montt (Chile), dibujada de fotomicrografías de
G. Lembeye.
Esta especie, además de ser la especie tipo del
género, es la primera que se relacionó con diarreas
humanas. Se debe el descubrimiento de esta relación
al biólogo chileno J. Hermosilla, quien la expresó
claramente en una serie de informes elevados a las
autoridades chilenas, desde 1970. Agradezco a G.
Lembeye los datos pertinentes.
En 1975 se verificó en mi laboratorio del Museo
Argentino de Ciencias Naturales «B. Rivadavia» la
identidad específica del Dinophysis que produjo las
diarreas en Chile. Después de la muerte accidental
de Hermosilla en 1976, Lembeye et al. (1981) dieron a conocer el hallazgo de aquel, pero poco antes,
un equipo japonés no sólo demostró la relación causa-efecto entre la abundancia de otra especie de
Dinophysis, D. fortii, con episodios diarreicos en Japón, sino que, además, aisló y caracterizó la toxina
(Yasumoto et al., 1980).
Los ejemplares recogidos por Hermosilla en la
región de Pto. Montt (Chile, aproximadamente a
41º30' S) eran algo diferentes de los D. acuta que
estudié en aguas escandinavas, pero no dudo de su
conespecificidad. Quizás podrían ser considerados
como subespecie o variedad.
9
Dinophysis acuminata Claparède & Lachmann, 1859:
408, pl. 20 (17).
Especie bastante pequeña, polimórfica, elíptica
más o menos alargada pero con relación L/H muy
variable. Epiteca pequeña, en general irregularmente convexa y baja. Aleta cingular anterior sin radios
y oblicua. Aleta sulcal izquierda bastante más corta
que la hipoteca, más bien angosta, de borde libre convexo o sigmoideo, con frecuencia bastante doblada
hacia la derecha por detrás de R2. R2 más cerca de R 1
que de R3. Puede haber una o más pequeñas protuberancias o verrugas antapicales.
Su polimorfismo le valió varios nombres específicos. Generalmente aceptamos dos variedades. Frecuente en aguas templadas y frías de la región.
Aunque es probadamente tóxica, su producción
de toxina varía mucho con la localidad y la época del
año. Se sospecha de esta especie como productora
de diarreas en aguas de la Provincia de Buenos Aires
(Argentina) y en Uruguay. Ésta y la especie anterior
son, indudablemente, las más importantes especies
tóxicas del género, en aguas sudamericanas.
Dinophysis acuminata var. acuminata
Figs. 9-12
Dinophysis acuminata Claparède & Lachmann, 1859:
408, pl. 20 (17).
Dinophysis simplex Böhm, 1933: 15 (pie de página)
fig. 1 a-b.
10
11
12
20 µm
Figs. 9-12. Dinophysis acuminata var. acuminata. Figs. 9-11. Ejemplares en vista lateral derecha; Fig. 12. Teca en vista ventral.
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
131
Dinophysis borealis Paulsen, 1949: 46, fig. 14 K-U
y 15 (2).
Se da este nombre a las formas relativamente
anchas, con relación L/H aproximadamente 1,071,18 y de extremo posterior bastante redondeado.
Dimensiones: L 39-53 µm.
Dinophysis acuminata var. lachmannii (Paulsen,
1949) Paulsen, 1949
Figs. 13-14
Dinophysis lachmänni Paulsen, 1949: 46, figs. 14 AH y 15 (7).
Dinophysis böhmi Paulsen, 1949: pie de página 45.
Más pequeña y angosta que la anterior, L/H normalmente entre 1,35 y 1,44. Algunos ejemplares son
bastante acuminados posteriormente. En nuestra región ambas variedades suelen ser de separación fácil
pero la pertenencia a la misma especie se demuestra
por no raros ejemplares de transición (Balech, 1976).
Dinophysis fortii Pavillard, 1923
Fig. 15
Dinophysis intermedia Pavillard, 1916: 58, pl. 3(4);
non Cleve, 1902.
Dinophysis fortii Pavillard, 1923: 88l.
Forma elíptica-oval regular, de tamaño mediano
y eje longitudinal netamente inclinado hacia la región ventral. Convexidades dorsal y posterior regulares; borde ventral de la hipoteca recto o casi recto.
Aleta cingular anterior sin radios, aunque suele tener
otros tipos de ornamentación, lo mismo que las
sulcales. Epiteca aplastada. El ancho de la hipoteca,
en vista lateral, es casi constante en la mayor parte
de su longitud.
13
Dimensiones: L 51-66 µm (material argentino). Los
especímenes del Mediterráneo son algo más grandes: L 65-75 µm.
Distribución bastante amplia en aguas cálidas. En
el Atlántico es rara al sur de Brasil; más frecuente al
norte, conforme a su termofilia. Esta especie es
comprobadamente productora de TDM (Yasumoto
et al., 1980), la primera de la que se extrajo y caracterizó la toxina.
Dinophysis rotundata Claparède & Lachmann,
1859
Figs. 16-19
Dinophysis rotundata Claparède & Lachmann, 1859:
6, pl. 20(6).
Phalacroma rotundatum (Claparède & Lachmann)
Kofoid & Michener 1911:290.
Dinophysis whittingae Balech, 1971a: 73.
Pequeña a mediana, elíptica ancha, casi
subcircular. La epiteca, aunque baja, es nítidamente
convexa y un poco más alta que en las otras especies
aquí tratadas. Aleta cingular anterior bastante angosta,
lisa y casi horizontal. La sulcal derecha es bastante
larga, pues termina al nivel de la base R3.
Dimensiones: L 41-51 µm.
Aunque es una especie poco distintiva en el conjunto de las congenéricas, se puede diferenciar bien
de otras de la región, y, sobre todo, de las tóxicas,
por la epiteca bien convexa, relativamente alta y ancha en vista lateral, por su aleta cingular anterior casi
horizontal y por la aleta sulcal derecha de borde libre
sigmoideo. Puede ser confundida con D. scrobiculata,
que también tiene todas esas características, pero de
la que se distingue enseguida porque R 2 está más cerca
14
20 µm
Figs. 13-14. D. acuminata var. lachmannii, dos ejemplares en
vista lateral derecha.
15
20 µm
Fig. 15. Dinophysis fortii en vista lateral derecha.
CAPÍTULO 4: DINOFLAGELADOS TECADOS TÓXICOSDEL CONO SURAMERICANO
132
16
17
18
19
20 µm
Figs. 16-19. Dinophysis rotundata. Figs. 16 -17. Dos ejemplares en vista lateral derecha. Fig. 18. Uno en vista ventral. Fig. 19.
Vista apical de la epiteca.
de R1 que de R3, al revés que en D. scrobiculata. El
tipo de epiteca la ubica como de transición entre
Dinophysis en sentido estricto y lo que se llamó
Phalacroma; por eso se la cita con frecuencia como
Phalacroma rotundatum.
Presente en aguas cálidas de la región, generalmente oceánicas. Se le probó producción de TDM,
pero posiblemente no tenga importancia práctica para
los toxicólogos porque nunca la encontré en abundancia en aguas sudamericanas.
Es predadora de otros dinoflagelados y se le comprobó producción de TDM.
Dinophysis caudata Saville Kent, 1881
Fig. 22
Dinophysis mitra (Schütt, 1895) Abé, 1967b
Figs. 20-21
Dinophysis caudata Saville Kent, 1881: 455, 460.
Dinophysis homunculus Stein, 1883, pl. 21 (1, 2, 5,
7).
Bastante grande, con apéndice caudal robusto y
bien definido, pero variable en grosor y longitud, a
veces terminado en una o dos pequeñas puntas. Aleta cingular anterior troncocónica con radios finos,
con frecuencia flexuosos y hasta incompletos. Epiteca
chata y angosta en vista lateral. Aleta sulcal izquierda amplia, generalmente esculpida. Escultura tecal
de poroides perforados.
Phalacroma mitra Schütt, 1895, pl. 4 (18; 1-4).
Dinophysis mitra (Schütt) Abé, 1967b: 63, fig. 18.
Tamaño mediano. Contorno trapezoidal ancho en
vista lateral o, más bien, trapécico en los 2/3 anteriores y cuneiforme en el posterior; el borde ventral de
la última porción es cóncavo. Borde hipotecal dorsal
suavemente convexo y netamente inclinado hacia el
ventral. En vista ventral teca irregularmente
cuneiforme. Epiteca ancha y baja en vista lateral,
achatada. Aleta cingular anterior con frecuencia angosta, casi horizontal y con radios. Aleta sulcal derecha larga, llega hasta R3; ambas aletas sulcales esculpidas. Escultura del cuerpo tecal formada por alvéolos
grandes.
Dimensiones: muy variables, L 70-120 µm, generalmente menor de 105 µm.
Es una especie euritérmica y eurihalina, aunque
predominantemente nerítica y de aguas cálidas. En
Dimensiones: L 50-68 µm, pero pueden encontrarse
individuos más pequeños.
20 µm
20
20 µm
21
Figs.20-21. Dinophysis mitra, vista lateral derecha y vista ventral, respectivamente.
Fig. 22. Dinophysis caudata en vista lateral derecha.
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
133
la región se la registró en ambos océanos desde su
límite norte; su máxima distribución al sur es en el
Atlántico, según mis registros, hasta 43°30' S. Desconozco su máxima distribución al sur en el Pacífico.
Como todos los organismos eurioicos ostenta
importantes variaciones morfológicas, lo que le ha
valido numerosos nombres específicos, de los que,
el más vastamente empleado, además del de caudata,
fue homunculus (hoy totalmente abandonado). A uno
y otro se le adjuntaron numerosos nombres
subespecíficos y varietales. Pero es un taxón inconfundible. Sólo puede haber dudas al distinguirla de
algunos ejemplares anormales de D. tripos.
Sólo análisis efectuados a algún material de las
Islas Filipinas demostraron toxicidad en D. caudata.
Dinophysis tripos Gourret, 1883
Figs. 23-24
Dinophysis tripos Gourret, 1883: 114, pl. 3 (53).
Grande, parecida a la anterior, pero casi siempre
de fácil diferenciación por un segundo apéndice caudal dorsal, mucho más corto que el ventral. Este apéndice dorsal es, empero, muy variable y, en algunos
ejemplares, apenas rudimentario, cuando no ausente. Pero aún los individuos con atrofia casi completa
del apéndice dorsal se pueden diferenciar de D.
caudata por la fuerte concavidad de la parte anterior
del borde dorsal de la hipoteca y por el extremo
póstero-dorsal anguloso (truncado o romo en D.
caudata). En esta región D. tripos es, casi siempre,
mayor que D. caudata.
Dimensiones: L 94-125 µm.
23
20 µm
24
Figuras 23-24. Dinophysis tripos, dos ejemplares en vista lateral derecha.
Los requerimientos ecológicos no son claros.
Schiller (1933), la califica de termófila. Según él, su
frecuente hallazgo en los mares escandinavos y
Groenlandia se debe al acarreo por la corriente del
Golfo. En el Atlántico Sudamericano prefiere, indiscutiblemente, las aguas subantárticas pero algunos
ejemplares se ven en el sur de Brasil (Balech, 1988).
Kofoid y Skogsberg no la encontraron en las numerosas muestras obtenidas por el «Albatross» en las
aguas cálidas del Pacífico.
Lee et al. (1989) determinaron la producción de
toxina diarreica en esta especie, pero sería de escasa
importancia como toxificante.
Clave para ayudar a diferenciar las especies
de Dinophysis tóxicas de la región
I Con uno o dos apéndices caudales robustos ..........A
II Sin esos apéndices ................................................. B
A Con un apéndice caudal; contorno dorsal sin concavidad pronunciada del dorso hipotecal. Extremo pósterodorsal truncado ....................................... D.caudata
A’ Normalmente con dos apéndices; si el dorsal se atrofia, el extremo póstero-dorsal es netamente anguloso
................................................................... D. tripos
B Epiteca relativamente alta. Aletas cingulares horizontales, que no encierran la epiteca ......... D.rotundata
B’ Epiteca chata o muy baja ........................................1
1 Aleta cingular anterior casi horizontal muy ancha, con
radios. En vista lateral trapezoidal; mitad posterior
cuneiforme con borde ventral cóncavo ....... D. mitra
1' No así. Aleta cingular anterior lisa y marcadamente
oblicua que encierra la epiteca ................................2
2- Forma elíptica-oval regular, con eje longitudinal claramente inclinado. Bordes dorsal y posterior regularmente convexos. Borde dorsal cingular recto. Tamaño mediano ..................................................D. fortii
2' No así ......................................................................3
3 Tamaño mediano a grande L > 50. Parte posterior de
la hipoteca irregularmente triangular con punta roma
.................................................................... D.acuta
3' Bastante pequeña, L < 50. Forma variable, predominantemente elíptica, con frecuencia con verrugas posteriores ....................................................................4
4 Forma elíptica u oval bastante ancha. Relación L/H <
1,18 ............................. D. acuminata var acuminata
4' Más pequeña y más angosta. L/H > 1,30 ..................
.................................. D. acuminata var. lachmannii
CAPÍTULO 4: DINOFLAGELADOS TECADOS TÓXICOSDEL CONO SURAMERICANO
134
SOBRE EL USO DE LA CLAVE
La clave precedente sólo tiene el propósito de
ayudar a diferenciar los taxones de Dinophysis de la
región que producen toxinas. Es de poca utilidad para
discriminar entre algunas de las especies aquí tratadas (caso de D. rotundata y D. acuminata) y otras
registradas en la región, pero no asociadas a fenómenos de toxicidad.
LOS DINOFLAGELADOS
«PLURITABULARES»: PERIDINIALES
(PERIDINIOIDEA)
Orden Peridiniales
Este orden difiere netamente de los dos anteriores por su teca no bivalva y formada por mayor número de placas. En este aspecto se nota gran disparidad de número y ordenamiento tabular de un género
a otro. Por esta razón, las distinciones genéricas se
basan, fundamentalmente, en las llamadas fórmulas
tabulares. Las determinaciones a nivel específico e
inferiores demandan, además de detalles de formas,
tamaño, apéndices y escultura, que ya vimos en el
orden precedente, el estudio de las placas mismas y,
cuando se trata de diferenciar taxones muy parecidos, se recurre, cada vez con más frecuencia, al de
las placas sulcales, lo que, por cierto, complica un
tanto la labor del taxiónomo pero la mejora considerablemente.
Taylor, en varios trabajos (1976, 1979) fue redondeando un concepto limitador de Peridiniales, cuyos géneros quedarían repartidos en dos órdenes, el
mencionado y otro que propuso en 1980: Gonyaulacales. La separación entre ambos es mucho menos
tajante que la que existe con los dos anteriores. Por
lo tanto mantengo aquí el orden del epígrafe con su
acepción tradicional, pero podríamos aceptar
Gonyaulacales como suborden.
Parece evidente que todavía hay que trabajar
mucho en esta distinción, pues varios de los caracteres utilizados por Taylor y sus seguidores son relativos («tal cosa más bien que tal otra») o se deben más
a interpretaciones más o menos subjetivas de las
homologías entre distintos componentes de la teca.
No se debe negar, sin embargo, que las ideas de
Taylor aportan elementos y sugestiones interesantes,
sobre todo para ser utilizados en estudios
filogenéticos de dinoflagelados. Sea como sea, los
taxones que tratamos a continuación son
Gonyaulacoideos, expresando con esto su afinidad
con el género Gonyaulax, en el que habían sido incluidos hasta hace poco más de dos décadas.
Alexandrium Halim, 1960, emend. Balech, 1990
Antes de 1960 sus especies eran generalmente
ubicadas en Gonyaulax, pero casi desde el comienzo
de este siglo se fue afianzando la opinión de que ese
género era un conglomerado muy heterogéneo.
En 1937 Sommer y colaboradores demostraron
que una especie descrita el año precedente por
Whedon & Kofoid, Gonyaulax catenella, era responsable de la toxicidad temporal de moluscos
lamelibranquios. La morfología tecal de ese
«Gonyaulax» era semejante a la de otra especie también presentada en el trabajo de Whedon & Kofoid
(1936) con el nombre de G. acatenella y la de ambas
era esencialmente idéntica a la de G. tamarensis
Lebour (1925), obtenida por esa investigadora en el
estuario del río Tamar, en el SO de Inglaterra. Las
tres tenían la misma fórmula tabular, claramente diferente de la de la especie tipo del género. Reconocido esto se hizo hábito hablar del «grupo tamarensis»
de Gonyaulax. Esta denominación era inadecuada
porque no utilizaba ninguna categoría sistemática reconocida por los códigos de nomenclatura y, además,
no tomaba para su designación el nombre de la primera especie conocida del grupo, pues en 1904
Paulsen publicó una buena descripción de su
Goniodoma ostenfeldi, más tarde transferida a
Gonyaulax. G. ostenfeldi pertenece, sin dudas, al grupo que analizamos (Balech & Tangen, 1985).
Steidinger (1971) y Balech (1971 b) sugirieron,
independientemente, la necesidad de ubicar esas especies en un género o en un subgénero propio, para
el que Taylor (1979) propuso el nombre genérico de
Protogonyaulax. Más tarde se demostró que era un
sinónimo posterior de Alexandrium Halim, 1960. La
redescripción detallada de su especie tipo A. minutum,
basada en el estudio minucioso de abundante material topotípico (Balech, 1989) dio plena validez a este
género. Finalmente la IV Conferencia Internacional
sobre Fitoplancton Tóxico, celebrada en Lund ese
mismo año, convalidó la prioridad de Alexandrium
como nombre genérico para ese grupo de
dinoflagelados.
Alexandrium es, seguramente, el género de
dinoflagelados que más estudios incitó en las últi-
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
mas décadas en todo el mundo y fue tema central de
varias conferencias internacionales y regionales. La
atracción que ejerce sobre cultores de muy diversas
especialidades (taxiónomos, planctólogos,
higienistas, médicos, bioquímicos, genetistas y otros)
se debe a que es el principal toxificante de moluscos
marinos y ejerce su acción deletérea en casi todas las
grandes áreas marinas costeras, sobre todo templadas y frías.
SOBRE LA TAXINOMÍA
DE
A LEXANDRIUM
El género es de morfología muy homogénea, carente de rasgos salientes que permitan su fácil identificación. Esta homogeneidad hace que muchos de
sus taxones sean muy parecidos, sólo separables por
caracteres menores.
Esto genera desconfianza sobre la realidad de
muchas de sus especies. Las dudas se refieren, sobre
todo, a la categoría sistemática, no a la realidad de
esos taxones (especies, subespecies, variedades). Uno
de esos caracteres pequeños pero clave es la existencia o ausencia del llamado «poro ventral» de la
epiteca, usualmente muy pequeño. No es nada espectacular y suele exigir un examen muy cuidadoso
para ser detectado, pero largos estudios y cultivos
demostraron que está genéticamente establecido y es
muy constante a través de muchas generaciones de
un mismo origen (cultivos clónicos).
Los no taxiónomos se resisten a veces a esa clasificación de base morfológico-tecal y han hecho diversos intentos de suplantarla por sistemáticas de
otros fundamentos. Entre estos se ensayaron: naturaleza y porcentajes de toxinas y pigmentos, enzimas,
secuencias ribosomales, luminiscencia, etc. La basada en pigmentos y en toxinas ha sido, hasta ahora, un
fracaso total. Creo que de las taxinomías alternas la
más promisoria es la de las secuencias ribosomales,
no sólo por sus posibles aportes a la taxinomía sino
porque también da indicaciones muy valiosas sobre
el origen de algunas poblaciones de especies cuyas
áreas parecen estar en continua expansión (Scholin
& Anderson, 1993).
Excelente información sobre estos temas puede
ser extraída de los estudios de Scholin & Anderson
(1994,1996) y de Scholin et al. (1995). Una exposición más general y sencilla es la de Anderson (1995).
Para la metodología del muestreo recomiendo el artículo de Franks & Anderson (1989).
135
Algunos morfólogos han propuesto como base
taxinómica prioritaria la morfología de los quistes.
Esta base es de particular atracción para los
microplanctólogos pero hasta ahora es totalmente
insatisfactoria y, como algunas de las otras propuestas, inaplicable en muchos casos (por ejemplo, estudio de muestras fijadas del plancton) y no permite la
incorporación del muy gran volumen de conocimiento anterior.
En este género los forcejeos entre «splitters»
(pulverizadores o divisores de especies) y «lumpers»
(agrupadores o fusionadores) están en plena actividad. Puesto a decidir el autor de estas líneas prefiere,
en este caso, actuar como «splitter» por una razón de
peso: si bien el desmenuzamiento taxinómico obliga
a mucho trabajo extra, sus registros tienen valor perdurable, mientras que la cómoda agrupación de formas parecidas bajo un solo rótulo puede llegar a producir, con el correr del tiempo, pérdida irreparable
de muchos datos.
Algunos especialistas norteamericanos prefieren
considerar que A. tamarense, A. fundyense, A.
acatenella y aún A. catenella son sólo variedades de
una misma especie. El uso de un solo rótulo para
esos tres o cuatro taxones («sibling species» o
criptoespecies = miniespecies) los libraría de un estudio fastidioso, pero puede hacer perder mucho valor a sus hallazgos si más tarde se demuestra que esas
criptoespecies tienen diferencias fisiológicas,
epidemiológicas, etc. de importancia práctica.
CARACTERÍSTICAS DEL GÉNERO
Muchos géneros de dinoflagelados (Ceratium,
Dinophysis, Amphisolenia, Histioneis, Prorocentrum
y otros) son bastantes fáciles de identificar en observaciones rápidas y sin análisis tabular. No sucede lo
mismo con el que estamos tratando porque no tiene
ningún gran carácter distintivo salvo, en algunas pocas especies, la formación de cadenas. Sólo con larga experiencia se los discrimina en los exámenes preliminares del plancton. Aún con ella el planctólogo
tiene que recurrir con cierta frecuencia al análisis tabular para confirmarlo.
Caracteres negativos, es decir, inexistentes en
Alexandrium y que, por consiguiente, permiten descartar enseguida cualquier dinoflagelado que los tenga son: espinas o cuernos, aletas cingulares bien desarrolladas, cingulum ascendente o fuertemente descendente (más de una vez y media en propia altura),
CAPÍTULO 4: DINOFLAGELADOS TECADOS TÓXICOSDEL CONO SURAMERICANO
136
extremos cingulares entrecruzados, formas muy alargadas o lenticulares. Agreguemos que las membranas sulcales de Alexandrium suelen ser muy poco
notables y que, en la mayoría de las especies, la superficie tecal es lisa o casi lisa, sólo alterada por pequeños poros; sin embargo en unas pocas especies es
esculpida.
concatenadas hay cierta unión protoplasmática de los
integrantes de la cadena, la que se hace por un orificio bastante conspicuo de la placa S.p. (Figs. 44 y
48) del individuo anterior que se adosa al de la
plaquita Po de la célula subsiguiente. Sin embargo el
agujero de conexión suele verse también en la S.p.
de especies que no formen cadenas.
Generalmente los individuos son independientes
salvo, a veces, en células recién divididas que, como
consecuencia de la división, pueden originar cortas
cadenas temporarias de dos individuos, excepcionalmente de cuatro o seis. Pero algunas especies forman normalmente cadenas largas (de hasta 64 miembros) que se pueden fragmentar fácilmente por factores mecánicos externos, como fuerte agitación de
la muestra.
Las figuras 25-28 muestran la organización tabular del género Alexandrium y la nomenclatura de
las placas, y las figuras 29 y 30 los detalles de las
placas sulcales.
La mayoría de las especies son bastante pequeñas, de 25 a 40 µm de longitud. El contenido celular
suele ser oscuro, con numerosos cloroplastos
discoidales y cuerpos de reserva (glóbulos de lípidos).
El núcleo, con frecuencia bien visible sin tinción, tiene casi siempre forma de banana, alargado
transversalmente respecto al eje longitudinal celular.
Con cierta frecuencia este género se presenta en
forma masiva, sobre todo en primavera y cerca de
frentes oceánicos (Anderson et al., 1982,1994; Tyler
et al., 1982; Carreto et al., 1985). En las especies
25
La fórmula tabular del género es: Po, 4’(o 3’ + 1)
6’’, 5’’’, 2’’’’, 6 C y 10 (o 9) S. Un elemento muy
distintivo es la placa del extremo anterior, Po, que es
muy distinta de la de Protoperidinium y de Gonyaulax
y que, aunque se asemeja a la de algunos otros géneros, tiene detalles que le son propios. La placa 1' es
casi siempre romboidal, oblicua y unida directamente a Po, o indirectamente por una prolongación filiforme. Sin embargo, un grupo bastante reducido de
taxones, tiene esa placa de forma diferente,
pentagonal asimétrica o trapezoidal, totalmente desconectada de Po. En realidad debiera ser considerada como la primera precingular (1’’) pero, por razones de evidente homología, se la trata como la primera apical anómala. Las especies con esta característica constituyen el subgénero Gessnerium.
26
29
27
28
Figs. 25-28. Alexandrium . Anatomía tecal esquemática y nomenclatura tabular. Fig. 25. Vista ventral, P.v. poro ventral.
Fig. 26. Vista dorsal, se indica la diferencia entre A (ancho) y
Trd (Transdiámetro). Fig. 27. Vista apical. Fig. 28. Vista
antapical.
30
Fig. 29. Alexandrium, placas sulcales semiseparadas. S.a. sulcal
anterior; S.p. placa posterior; S.s.a. sulcal izquierda anterior;
S.s.p. sulcal izquierda posterior; S.d.a. sulcal derecha anterior:
S.d.p. sulcal derecha posterior; S.m.a. sulcal media anterior;
S.m.p. sulcal media posterior; S.ac.a. sulcal accesoria anterior;
S.ac.p. sulcal accesoria posterior; a. señala las aletas o membranas del borde interno de la primera placa postcingular (1’’’) que
suele ser pequeñísima, y de la primera antapical (1’’’’). Fig. 30.
Alexandrium , dos sulcales anteriores, la de arriba sin proceso
precingular pero con pliegue oblícuo (p), y la de abajo, con proceso precingular (p.pr.). S. señala el seno posterior de la placa
(sinus) y au. la apófisis unciforme o uncinada.
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
En Alexandrium son frecuentes dos procesos biológicos no registrados con frecuencia en otros géneros: reproducción sexual y formación de estados resistentes o «quistes» durmientes. Estos dos procesos parecen ligados porque esos «quistes» son, por
lo menos en los bien estudiados, cigotos
(hipnocigotos). Estas formas aseguran a las especies
la subsistencia en épocas desfavorables, la expansión
de sus áreas de distribución por transporte pasivo y
la aparición rápida y masiva de los individuos activos en determinadas áreas en momentos favorables
(sobre todo en primavera). Esas masas importantes
de pláncteres pueden producir alocromías más o
menos intensas del agua, que, con alta frecuencia,
son verdaderas hemotalasias, es decir, rojas. Un fenómeno concomitante muy frecuente es la
bioluminiscencia.
El género se divide en dos subgéneros:
Alexandrium y Gessnerium. Ambos fueron propuestos por el egipcio Halim como géneros, pero toda la
organización tecal, excepto la epitecal, es de características similares en ambos, por lo que parece aconsejable mantenerlos unidos en un sólo género.
Gessnerium es más heterogéneo que el subgénero
tipo por las formas de las placas 1’, 6’’,1’’’ y de algunas de las sulcales, así como por la superficie tecal.
En ninguna de sus especies se detectaron las toxinas
paralizantes de moluscos (TPM) aunque pueden producirlas de otros tipos (ictiotoxinas, hemolisinas).
Subgénero Alexandrium
Placa 1’ casi siempre romboidal, cuyo extremo
anterior tiene, normalmente, claro contacto con Po;
a veces aparece alejado de éste pero la unión se hace,
asimismo, por una prolongación filamentosa. Con o
sin poro ventral.
En aguas que bañan el continente americano al
sur del ecuador, hasta ahora se comprobó la presencia de siete especies. En el Atlántico se registraron:
A. tamarense, A. acatenella, A. fraterculus, A.
kutnerae; A. tropicale es más propio de aguas más
oceánicas. En el litoral Pacífico se halló A. catenella,
A. peruvianum y A. fraterculus.
Clave para ayudar a diferenciar las especies
tóxicas de la región
Especies en cadena ................................................ A
No concatenadas ....................................................B
137
A Casi siempre con aplastamiento anteroposterior, más
anchas que largas, en forma de torta irregular. Po ancha y bastante regular. 1’ ancha y sin poro ventral ...
...............................................................A.catenella
A’ Ligeramente más larga que ancha o, a lo sumo,
isodiamétrica. Pequeño poro ventral. Po bastante angosta, irregular, con ángulos agudos y salientes .......
............................................................ A.fraterculus
B Placa 1’ angosta, muy curvada, con poro ventral muy
grande ............................................... A.peruvianum
B’ No así ...................................................................... I
I Placa S.a. con una porción precingular separada de la
parte principal por una barra horizontal. Casi siempre
L > 50 ..................................................... A.kutnerae
I’ S.a. sin porción precingular. Casi siempre L < 50 .. a
a Placa Po y 1’ no oblicuas; 1’ muy angosta. S.p. relativamente angosta ..................................... A.tropicale
aa No así, 1’ netamente inclinada respecto al eje de Po b
b Tecas más o menos isodiamétricas. Longitud de la
epiteca mas o menos igual que la de la hipoteca. Casi
siempre L < 39 .....................................A.tamarense
bb Forma netamente más larga que ancha. Epiteca claramente más alta que la hipoteca, pentagonal alta, casi
siempre de lados rectos y «hombros» muy marcados.
Generalmente L > 40 ...........................A.acatenella
En la clave no se incluye a A. concavum por ser
una especie netamente oceánica, al parecer de aguas
cálidas. Es fácilmente distinguible por su forma
pentagonal, de lados casi rectos, apenas flexuosos; a
veces se encuentran individuos pareados de una envoltura cística esférica. Es una especie de distribución aún incierta, obtenida pocas veces y en cantidad escasísima. Normalmente de gran tamaño (L
puede alcanzar 80 µm).
Alexandrium tamarense (Lebour, 1925) Balech,
1985
Figs. 31-35
Gonyaulax tamarensis Lebour, 1925:95, fig. 14
(1a-1d).
Gonyaulax excavata (Braarud) Balech, 1971: 20
(non figs. 119-124).
Alexandrium excavatum (Braarud) Balech &
Tangen, 1985: 334, figs. 1 (A-L) and fig. 2.
De tamaño mediano o pequeño, isodiamétrica o
con muy pequeña diferencia entre L y A y, en este
caso, apenas más ancha que larga. Hombros perceptibles aunque no fuertemente marcados. Margen pos-
CAPÍTULO 4: DINOFLAGELADOS TECADOS TÓXICOSDEL CONO SURAMERICANO
138
terior generalmente aplastado o apenas cóncavo, casi
siempre ascendente hacia la derecha. Tiene un pequeño poro ventral que puede estar en el borde mayor derecho de 1’, más raramente en el de 4’ que se
une a éste.
Su longitud más frecuente es de 28 a 35 µm; los
ejemplares de esta región rara vez exceden los 33
µm.
Esta especie es de vasta distribución y, como suele
ocurrir en los taxones que la tienen, muestra variaciones grandes en forma, tamaño y hasta fisiología.
Cuando se estudia mucho material de distintas localidades, se ve que, entre ejemplares de gran parecido, hay algunos que se diferencian de otros por detalles pequeños pero constantes. Los cultivos demuestran que son hereditarios. Surgió así una polémica
entre los que opinan que diferencias tan pequeñas no
tienen validez taxinómica y los que sostienen que su
constancia y transmisión hereditaria justifican la separación específica. Aún estos reconociendo la gran
afinidad entre todas esas formas, las reúnen bajo el
rótulo «grupo tamarensis».
A. tamarense es el gran productor de TPM en el
Atlántico y su acción perniciosa tiene gran incidencia negativa desde el punto de vista sanitario y económico en las costas de aguas templadas y templado-frías de diversos mares, sobre todo del Atlántico.
En este aspecto su contraparte en el Pacífico es A.
catenella.
31
A. tamarense fue citada con frecuencia (a veces esto ocurre aun hoy) como Gonyaulax excavata,
Protogonyaulax excavata o Alexandrium
excavatum. El nombre excavata fue creado por
Braarud (1945) como varietal y luego usado como
específico, en combinación con el genérico
Gonyaulax, por Balech (1971 b). Así se la mantuvo
en la literatura mundial por varios años. Ahora ha
pasado, al parecer definitivamente a sinónimo más
reciente de tamarense. Otros enigmas o problemas
relacionados con esta especie (por ejemplo, coexistencia de formas tóxicas y atóxicas, luminiscentes o
no, y posibles cambios en requerimientos ecológicos)
aún siguen irresueltos.
Su presencia ha sido bien comprobada en la mitad norte de la costa argentina, desde algo al sur de la
boca del Río de la Plata hasta el sur del Golfo San
Jorge, y en Uruguay (Brazeiro et al., 1997). Otras
menciones no han sido probadas.
Alexandrium acatenella (Whedon & Kofoid,
1936) Balech, 1985
Figs. 36-40
Gonyaulax acatenella Whedon & Kofoid, 1936: 31,
figs. 8-12.
Alexandrium acatenella (Whedon & Kofoid) Balech,
1985: 37, fig. 19.
Muy afín a la anterior, de la que no siempre se la
distingue con facilidad, es separable de ella por ser
netamente más larga que ancha, de tamaño promedio algo mayor, por su epiteca relativamente larga,
32
36
37
40
33
34
35
10 µm
Figs. 31-35. Alexandrium tamarense. Fig. 31-32. Ejemplares en
vista ventral. Fig. 33. Vista apical. Fig. 34. Vista antapical. Fig.
35. Placas sulcales.
10 µm
38
39
Figs. 36-40. Alexandrium acatenella . Fig. Vista ventral. Fig. 37.
Vista apical. Fig. 38. Po y 1'. Fig. 39. Vista antapical. Fig. 40.
Placas sulcales.
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
139
más que la hipoteca, y por su forma general que suele ser más angulosa, con hombros bien marcados,
oscuramente heptagonal u octogonal. Los 2/3 posteriores de los flancos epitecales divergen hacia atrás
(muy poco) del eje longitudinal de la teca, mientras
que en el tercio anterior ambos convergen
abruptamente adelante. En algunos pocos individuos
la forma es menos angulosa.
Dimensiones: la longitud más frecuente es de 40-45
µm.
Se la identificó varias veces en el norte de
Patagonia. Una cita para el norte de Chile (Arica)
debe tomarse con reservas.
borde dorsal extenso, recto o ligeramente convexo;
tiene un agujero de conexión elíptico, de ubicación
dorsal-derecha. La placa 1' suele ser bastante ancha
y carece de poro ventral. Algunas de las placas
hipotecales tienen arrugas o crestas cortas, irregulares, vermiformes.
Dimensiones: L suele oscilar entre 24 y 35µm.
En las tecas provenientes directamente del plancton
el ancho es, casi siempre, mayor. En el material cultivado las variaciones, tanto de la forma como de las
dimensiones, pueden ser considerables. En un viejo
cultivo de California los individuos eran esferoidales,
no formadores de cadenas.
Creo útil resumir las diferencias entre las dos
especies formadoras de cadenas de la región.
Es una especie productora de TPM.
Alexandrium catenella (Whedon & Kofoid, 1936)
Balech, 1985
Figs. 41-44
Gonyaulax catenella Whedon & Kofoid, 1936:125,
figs. 1-7.
Alexandrium catenella (Whedon & Kofoid) Balech,
1985: 37, figs. 2 a-c.
Esta especie, de tamaño pequeño a mediano, tiene dos caracteres que permiten identificarla con bastante facilidad; el más conspicuo es la formación de
largas cadenas; el otro es su forma bastante irregular y aplastada anteroposteriormente, lo que la diferencia de la otra especie concatenada de la región:
A. fraterculus. La placa Po es bastante ancha, de
42
Esta especie es célebre por ser la primera en la
que se verificó producción de TPM y por su abundancia y peligrosidad en aguas templadas del Pacífico. Es de gran importancia en todo el sur de Chile
hasta Pto. Montt. Produce un quiste (planocigoto)
esferoidal.
Una peculiaridad de su distribución es que, hasta
ahora, no está registrada en el Océano Atlántico, salvo,
ocasionalmente, en los extremos sur de África y América, donde este océano se comunica con el Pacífico
y con el Índico. Es la gran intoxicante del litoral PacíClave para distinguir las dos especies concadenadas de
Sudamérica.
A. catenella
Forma más ancha que
larga
A. fraterculus
Tan o más larga que
ancha
Sin poro ventral
Con poro ventral
Placa Po ancha, de
borde dorsal recto o
ligeramente convexo
Placa Po más bien
angosta, irregular con
prolongaciones dorsal y
ventral agudas
Poro de conexión
circular
Poro de conexión
elíptico
41
20 µm
43
44
Figs. 41-44. Alexandrium catenella. Fig. 41. Segmento de dos
individuos de una cadena en vista ventral. Fig. 42. Vista apical.
Fig. 43. Vista antapical. Fig. 44. Placas del plano medio ventral,
desde Po a S.p.
fico templado y frío de América del Sur y del Norte.
Empero, observaciones recientes, efectuadas en Estados Unidos, Australia, Japón y España (costa Mediterránea) parecen mostrar una creciente adaptación a aguas más cálidas; las de varias décadas atrás
parecían afirmar que no se reproducía a temperaturas mayores de 16ºC.
CAPÍTULO 4: DINOFLAGELADOS TECADOS TÓXICOSDEL CONO SURAMERICANO
140
50
49
46
20 µm
47
52
48
45
51
10 µm
Figs. 45-48. Alexandrium fraterculus. Fig. 45. Fragmento de cadena de tres individuos. Fig. 46. Vista apical. Fig. 47. Vista
antapical. Fig. 48. Placas del plano medio ventral, desde Po a
S.p.
Alexandrium fraterculus (Balech, 1964) Balech,
1985
Figs. 45-48
Gonyaulax fratercula Balech, 1964: 31, lam. 4 (4758).
Alexandrium fraterculus (Balech) Balech, 1985: 37,
fig. 4.
Especie formadora de largas cadenas. Cada célula es de forma pentagonal irregular, con hombros
bastante marcados, isodiamétrica o un poco más larga que ancha. Las membranas sulcales generalmente
se proyectan, aunque modestamente, por detrás del
extremo posterior. La placa 1' tiene un pequeño poro
ventral y puede ir conectada a Po directamente o,
con más frecuencia, indirectamente, por una corta
prolongación filiforme. La placa Po es bastante angosta, de forma irregular, con ángulos dorsal y ventral agudos; tiene un gran agujero de conexión circular de posición dorsal derecha. En este taxón esta placa es muy distintiva y, por lo tanto, importante recurso taxinómico.
Dimensiones: L oscila entre 35 y 41 µm (± 2-3).
Predominantemente en aguas bastante cálidas, encontrada con cierta frecuencia alrededor de la boca
del Río de la Plata, pero también en aguas sudbra-
Figs. 49-52. Alexandrium kutnerae. Fig. 49. Vista ventral. Fig.
50. Vista apical. Fig. 51. Vista antapical. Fig. 52. Placas sulcales.
sileñas, en la corriente de Brasil y el litoral argentino
hasta 38º S. En el Pacífico americano se la registró
en el litoral de Ecuador. También fue hallada en Japón, Corea, Thailandia y las Filipinas. En Japón se
la clasificó como atóxica pero hay fuertes argumentos para decir que en nuestra región es productora de
TPM y responsable de intoxicaciones.
Alexandrium kutnerae (Balech, 1979) Balech,
1985
Figs. 49-52
Gonyaulax kutnerae Balech, 1979: 61, pl. 3 (1-11).
Alexandrium kutnerae (Balech) Balech, 1985: 37, fig.
8 a-c.
Se distingue bastante fácilmente de las otras de
la región por su tamaño, su forma casi esferoidal con
epiteca semi-elíptica ancha, su hipoteca hemisférica
con ligero aplastamiento posterior y, sobre todo, por
su placa S.a. alta, cruzada transversalmente, a la altura del borde anterior del extremo izquierdo del
cingulum, por una fuerte barra. La placa queda así
dividida netamente en dos porciones; un cuerpo y
una porción precingular trapécica. No hay en la región otra especie con este tipo de placa. La 1’, más
bien ancha, tiene un poro ventral que, con frecuencia, queda separado del borde derecho de la placa.
La conexión de esta placa con Po puede ser directa o
indirecta, en el último caso por un filamento corto.
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
141
La teca, de paredes delicadas, se deforma fácilmente.
Dimensiones: L 51-65 µm. El ancho es casi igual a L.
Se la obtuvo sólo en el Atlántico SO, desde el sur
de Brasil hasta 38º S. Ignoramos si produce toxinas
pero, desde este punto de vista, tiene muy poca importancia por ser siempre escasa.
62
58
60
10 µm
61
59
Figs.58-63. Alexandrium tropicale. Figs.58-59. Dos tecas en vista ventral. Fig.60. Vista apical. Fig.61. Vista antapical. Fig. 62.
Po, 1’ y 1’’. Fig. 63. Placas sulcales.
55
Alexandrium tropicale Balech, 1985
Figs. 58-63
53
20 µm
57
54
63
56
Figs. 53-57. Alexandrium peruvianum . Fig. 53. Vista ventral.
Fig. 54. Vista apical. Fig. 55. Vista antapical. Fig. 56. Po, 1’ y
6’’. Fig. 57. Placas sulcales y 1’’’’.
Alexandrium peruvianum (Balech & Mendiola,
1977) Balech & Tangen, 1985
Figs. 53-57
Gonyaulax peruvianum Balech & Mendiola, 1977:
49, figs. 1-12.
Alexandrium peruvianum (Balech & Mendiola)
Balech & Tangen, 1985: 342.
Por su forma ovoide regular muy ancha se parece a la anterior, pero es mucho más pequeña y su S.a.
carece de porción precingular. Su característica más
destacada es su 1' muy angosta, con porción posterior muy oblicua y poro ventral muy grande. Esto
último lo diferencia enseguida de todas las demás
especies de la región. Se parece mucho, en cambio, a
A. ostendfeldii del Hemisferio Norte, de la que podría ser una subespecie o variedad.
Se la obtuvo en aguas del Puerto de Callao.
Alexandrium tropicale Balech, 1985: 37, fig. 73.
Gonyaulax excavata, sec. Balech, 1976: 28.
Especie pequeña (longitud menor de 31), un poco
más ancha que larga, de forma elíptico-pentagonal
bastante regular. La epiteca es cónica, ancha, de ápice redondeado. Hipoteca con ligera concavidad o
aplastamiento antapical. El carácter más distintivo
es que, tanto la plaquita Po como la 1', tienen su eje
mayor en el plano longitudinal medio de la célula,
no formando entre sí un ángulo definido como en
sus otros congéneres. La placa 1' es angosta, de borde postero-derecho proporcionalmente más largo que
en las restantes especies. Termina anteriormente en
punta, a veces prolongada en una corta formación
filamentosa. La S.p. es bastante angosta. Placas epi e
hipotecales con poros bastante abundantes, muy densos junto a los bordes pre y postcingulares.
Dimensiones: L 24-30,5 µm, A 15-33 µm.
Aparentemente de aguas cálidas y preferentemente oceánicas. Siempre poco abundante. En la región
sólo se obtuvieron pocos ejemplares frente a la desembocadura del Río de la Plata. Toxicidad desconocida, de cualquier manera, por su rareza, no tiene
importancia toxicológica.
Subgénero Gessnerium (Halim, 1967) Balech,
1990
Gessnerium Halim, 1967: 729.
Alexandrium (Gessnerium) Balech, 1990: 77.
La característica esencial de este subgénero es
la desconexión completa de Po y 1'; por esta razón la
CAPÍTULO 4: DINOFLAGELADOS TECADOS TÓXICOSDEL CONO SURAMERICANO
142
placa S.p. que es de gran tamaño, rómbica casi cuadrada, con el vértice ventral reemplazado por una
pequeña cavidad en V, con un agujero de conexión
redondo y central del que divergen crestas o pliegues
bajos.
65
20 µm
64
Dimensiones: L 38-42 µm; A 39-70 µm.
En la región esta especie sólo fue obtenida en la
boca del Río Guayas, es decir, en el límite norte del
Pacífico sudamericano. El hallazgo fue bien documentado por el planctólogo ecuatoriano R. Jiménez.
BIBLIOGRAFÍA
66
67
Figs.64-67. Alexandrium (Gessnerium ) monilatum . Fig.64. Dos
ejemplares de una cadena, en vista ventral; Fig.65. Vista apical.
Fig. 66. Vista antapical. Fig. 67. Placas sulcales.
última se convierte en placa netamente precingular.
Algunas de sus especies lucen esculturas bastante fuertes. Este subgénero es de morfología general más variable que el subgénero tipo. En ninguna
de sus especie se comprobó la producción de TPM
pero pueden generar otros tipos de sustancias tóxicas. Algunas producen mucílagos y tienen hábitos
bentónicos.
Su especie tipo A.(G.) monilatum es la única obtenida en la región.
Alexandrium (G.) monilatum (Howell, 1953)
Balech, 1995
Figs. 64-67
Gonyaulax monilata Howell, 1953:153, fig. 1-5.
Gessnerium mochimaensis Halim, 1967: 729, figs.
49, 101-108.
Gessnerium monilatum (Howell) Loeblich, 1970:
903.
Alexandrium monilatum (Howell) Balech, 1985: 34
(combinación inválida por omisión del basiónimo)
Alexandrium monilatum (Howell) Balech, 1995: 67,
figs. 1-16.
Formadoras de cadenas y fuertemente aplastada,
se distingue de otras con la primera de esas características por: su ancho que, comparado con su longitud, es mucho mayor que en las dos especies en cadena ya mencionadas; por pertenecer al subgénero
Gessnerium; por la forma de 1' y por su peculiar
Abé, T.H., 1967a. The armoured dinoflagellata: II
Prorocentridae and Dinophysidae (A). Publ. Seto Mar.
Biol. Lab. 14 (5): 369-389.
Abé, T.H., 1967b. The armoured dinoflagellata: II
Prorocentridae and Dinophysidae (B).Dinophysisand
its allied genera. Publ. Seto Mar. Biol. Lab. 15 (1):
37-78.
Anderson, D.M., 1995. Identification of harmful algal
species using molecular probes: an emerging
perspective. In Lassus, P., G. Arzul, E. Erard-Le Denn,
P. Gentien & C. Marcaillou-Le Baut (eds.), Harmful
Algal Blooms. Lavoisier, Paris: 3-13.
Anderson, D.M., D.M. Kulis, J.A. Orphanos & A.R.
Ceurvels, 1982. Distribution of the toxic dinoflagellate
Gonyaulax tamarensis in the southern New England
region. Estuar. Coast. Shelf S. 14: 447-458.
Anderson, D.M., D.M. Kulis, G.J. Doucette, J.C. Gallagher
& E. Balech, 1994. Biogeography of toxic
dinoflagellataes in the genus Alexandrium from the
northeastern United States and Canada. Mar. Biol. 120:
467-478.
Andreu, B., 1965. Biología del mejillón gallego. Las Ciencias, Madrid 30 (2): 107-122.
Balech, E., 1964. El plancton de Mar del Plata durante el
período 1961-62. Bol. Inst. Biol. Mar. Mar del Plata
4: 1-49.
Balech, E., 1971a. Microplancton de la campaña
oceanográfica Productividad III. Rev. Mus. Argent.
Cienc. Nat. «B.Rivadavia», Hidrobiol. 3 (1): 1-202.
Balech, E., 1971b. Microplancton del Atlántico Ecuatorial Oeste (Equalant I). Serv. Hidrogr. Naval, Buenos
Aires, H 654: 1-103.
Balech, E., 1976. Some Norwegian Dinophysis species
(Dinoflagellata). Sarsia 6l: 71-94.
Balech, E., 1979. Tres dinoflagelados nuevos o interesantes de aguas brasileñas. Bol. Inst. Ocean. San Paulo
28 (2): 55-64.
Balech, E., 1985. The genus Alexandrium or Gonyaulax
of the tamarensis group. In Anderson, D.M., A.W.
White & D.G. Baden (eds.), Toxic Dinoflagellates.
Elsevier, New York: 33-38.
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
Balech, E., 1988. Los dinoflagelados del Atlántico
Sudoccidental. Publ. Espec. Inst. Esp. Oceanogr.1: 1310.
Balech, E., 1989. Redescription of Alexandrium minutum
(Dinophyceae) type species of the genusAlexandrium.
Phycologia 28 (2): 206-211.
Balech, E., 1990. A short diagnostic description of
Alexandrium. In Graneli, E., B. Sundström, L. Edler
& D.M. Anderson (eds.), Toxic Marine Phytoplankton.
Elsevier, New York: 77.
Balech, E., 1995. The genus Alexandrium Halim
(Dinoflagellata). Sherkin Island Marine Station,
Special Publication. Cork, Ireland, 151 pp.
Balech, E. & B.R. Mendiola, 1977. Un nuevo Gonyaulax
productor de hemotalasia en Perú. Neotropica 23: 4954.
Balech, E. & K. Tangen, 1985. Morphology and taxonomy
of toxic species in thetamarensisgroup (Dinophyceae)
Alexandrium excavatum (Braarud) comb. nov. and
Alexandrium ostenfeldii (Paulsen) comb. nov. Sarsia
70: 333-343.
Böhm, A., 1933. Zur Kenntnis der antarktischen
Dinophysiaceae. Int. Rev. Jena 29 (1-2): 15-16.
Braarud, T., 1945. Morphological observations on marine
dinoflagellate cultures (Porella perforata, Gonyaulax
tamarensis, Protoceratium reticulatum). Arch. Norske
Vidensk. Akad. Oslo, Mat.-Natur. Kl. 1944, 11: 1-18.
B u r s a , A . , 1 9 5 9 . T h e g e n u s P r o r o c e n t r u m;
morphodynamics, protoplasmatic structures and
taxonomy. Can. J. Bot. 37: 1-31.
Carreto, J.I., R.M. Negri, H.R. Benavides & R. Akselman,
1985. Toxic dinoflagellate blooms in the Argentina
Sea. In Anderson, D.M., A.W.White & D.G. Baden
(eds.), Toxic Dinoflagellates. Elsevier, New York: 147152.
Claparède, E. & J. Lachmann, 1858-59. Etude sur les
infusoires et les rhizopodes. Mem. Inst. Genevois 5-6,
489 pp.
Cleve, P.T., 1902. Additional notes on the seasonal
distribution of Atlantic Plankton organisms. Göteborgs
Vetensk. Handl., Ser. 4, 4:1-51.
Costas, E., 1986. Aparición de híbridos interespecíficos
de Prorocentrum micans y de P. triestinum en cultivos experimentales. Bol. Inst. Esp. Oceanogr. 3 (3):
61-66.
Ehrenberg, C.G., 1834. Dritter Beitrag zur Erkenntnis
grosser Organization in der Richtung des kleinsten
Raumes. Abh. Konigl. Akad. Wiss. Berlin 1833: 145336.
Ehrenberg, C.G., 1840. Über noch jetzt zahlreich lebende
Tierarten der Kreidebildung und der Organisms der
Polythalamien. Abh. Konigl. Akad. Wiss. Berlin 1839:
81-174.
Faust, M., 1974. Micromorphology of a small
dinoflagellate Prorocentrum marie-lebouriae (Parke
& Ballantine) comb. nov. J. Phycol. 10: 315-322.
143
Faust, M., 1990. Morphological details of six benthic
species of Prorocentrum (Pyrrophyta) from a
mangrove island, Twin Cays, Belize, including two
new species. J. Phycol. 26: 548-558.
Franks, P.J.S. & D.M. Anderson, 1989. Sampling coastal
dinoflagellate blooms: equipment, strategies and data
proccesing. In Hallegraeff, G.M. & J.L. Maclean (eds.),
Biology, epidemiology and managment ofPyrodinium
red tides. ICLARM Conference Proceeding 21.
Fisheries Department, Ministry of Development,
Brunei Darussalam and International Center for Living Aquatic Resources Management, Manila: 235256.
Gourret, P., 1883. Sur les péridiniens du Golf de Marseille.
Ann. Mus. Hist. Nat., Marseille, Zool. 1(8): 1-114.
Halim, Y., 1960. Alexandrium minutum, nov. gen. nov.
sp., dinoflagellé provocant des eaux rouges.Vie Millieu
11(1): 102-105.
Halim, Y., 1967. Dinoflagellates of the South East
Caribbean Sea (East Venezuela). Int. Rev. Ges.
Hidrobiol. 52: 701-755.
Howell, J.F., 1953. Gonyaulax monilata sp. nov. the
causative dinoflagellate of a red tide in the east coast
of Florida in August-September 1951. T. Am. Microsc.
Soc. 72: 153-156.
Kofoid, C.A. & J. Michener, 1911. Reports on the scientific
results of the expedition to the eastern tropical Pacific
(«Albatross») 1904-1905. New genera and species of
dinoflagellates. Bull. Mus. Comp. Zool. Harvard Univ.
54 (7): 267-302.
Lebour, N.V., 1925. The dinoflagellates of the Northern
Seas: I-VII. J. Mar. Biol. Assoc. U.K.: 1-250 pp.
Lee, J.S., T. Igarashi, S. Fraga, E. Dahl, P. Hovgaard & T.
Yasumoto, 1989. Determination of diarrhetic shellfish
toxins in various dinoflagellate species. J. Appl.
Phycol. 1: 147-152.
Lembeye, G., I. Campodonico, L. Guzmán & C. Kiguel, 1981.
Intoxicaciones por consumo de mariscos del Estero de
Reloncaví (X Región), Chile (1970-1980). Resúmenes
de las Jornadas de Ciencias del Mar. Montemar, Chile,
12-14 de agosto de 1981: 33.
Loeblich III, A.R., 1970. The amphiesma or dinoflagellate
cell covering. In Yochelson, E.L. (ed.), Proc. North
Am. Paleont. Convention, Chicago. Allen Press,
Lawrence, Kansas. Part G: 867-929.
Martin, G.W., 1929. Three new dinoflagellates from New
Jersey. Bot. Gaz., May: 556-558.
Parke, M. & D. Ballantine, 1957. A new marine
dinoflagellate: Exuviaella marie-lebouriae n. sp. J.
Mar. Biol. Assoc. U.K. 36 (3): 643-650.
Paulsen, O., 1904. Plankton investigations in the waters
round Iceland in 1903. Medd. Komm. Hav.,
Kjöbenhavn, Ser. Plankton 1 (1): 1-40.
Paulsen, O., 1949. Observations on dinoflagellates. K. Dan.
Vidensk. Selsk. Biol. Skr. 6 (4): 1-67.
Pavillard, J., 1916. Recherches sur les Péridiniens du Golfo
CAPÍTULO 4: DINOFLAGELADOS TECADOS TÓXICOSDEL CONO SURAMERICANO
144
du Lion. Trav. Inst. Bot. Univ. Montpellier, Ser. Mixte
Mem. 4: 9-70.
Pavillard, J., 1923. A propos de la systématique des
Péridiniens. Bull. Soc. Bot. Fr. 70 (4ème Sér. 23): 876882.
Saville Kent, W., 1880-82. A manual of Infusoria. Bogue, London 1:1-472.
Schiller, J., 1933. Dinoflagellata (Peridineae). In
Rabenhorst’s Kryptogamenflora. Akademische
Verlags., Leipzig 10 (1): 1-589.
Scholin, C.A. & D.M. Anderson, 1993. Population
analysis of toxic and non toxic Alexandrium species
using ribosomal RNA signature sequences. In Smayda,
T.J. & Y. Shimizu (eds.), Toxic Phytoplankton Blooms
in the Sea. Elsevier, Amsterdam: 95-102.
Scholin, C.A. & D.M. Anderson, 1994. Identification of
group -and strain- specific genetic markers for globally
distribute Alexandrium (Dinophyceae). I. RFLP
analysis of SSu rRNA genes. J. Phycol. 30: 744-754.
Scholin, C.A. & D.M. Anderson, 1996. LSU rDNA-based
RFLP assay for discriminating species and strains of
Alexandrium (Dinophyceae). J. Phycol. 32: 10221035.
Scholin, C.A., G.M. Hallegraeff & D.M. Anderson, 1995.
Molecular evolution of the Alexandrium tamarense
«species complex» (Dinophyceae): dispersal in the
North American and West pacific regions. Phycologia
34 (6): 422-485.
Schüt, F., 1895. Die Peridineen der Plankton Expedition.
I. Studien über die zellen der Peridineen. Ergeb.
Plankton Exped. 4: 1-170.
Sommer, H., W.F. Whedon, C.A. Kofoid & R. Stohler,
1937. Relation of paralytic shellfish poison to certain
plankton organisms of the genus Gonyaulax . Arch.
Pathol. 24: 537-559.
Silva, E.S. da, 1979. Intracellular bacteria, the origin of the
dinoflagellate toxicity. In Proc. Int. IUPAC Symposium
on Mycotoxins & Phycotoxins. Pahotox Publ.,
Lausane: 8.
Silva, E.S. da, 1990. Intracellular bacteria, the origin of
dinoflagellate toxicity. SEPTO 10 (3): 124-128.
Steidinger, K.A., 1971. Gonyaulax balechii sp. nov.
(Dinophyceae) with a discussion of the genera
Gonyaulax and Heteraulacus. Phycologia 10: 183-187.
Stein, F.R., 1883. Der Organismus der Arthrodelen
Flagellaten, nach eigene Forschungen in
Systematischer Reihenfolge bearbeitet. Wilhelm
Engelmann, Leipzig, 30 pp.
Taylor, F.J.R., 1976. Dinoflagellates from the International
Indian Ocean Expedition. A Report on material
collected by the RV «Anton Bruun». Bibliotheca
Botanica, Stuttgart 132:1-234.
Taylor, F.J.R., 1979. The toxigenic Gonyaulacoid
dinoflagellates. In Taylor, D.L. & H.H. Seliger (eds.),
Toxic Dinoflagellates Blooms. Elsevier, New York: 4756.
Taylor, F.J.R., 1980. On Dinoflagellate evolution.
BioSystems 13: 1-44.
Tyler, M.A., D.W. Coats & D.M. Anderson, 1982.
Encystment in a dynamic environment: disposition of
dinoflagellate cysts by a frontal convergence. Mar.
Ecol. Prog. Ser. 7: 163-173.
Whedon, W.F. & C.A. Kofoid, 1936. Dinoflagellates of
the San Francisco Region. I. On the skeletal
morphology of two new species,Gonyaulax catenella
and G. acatenella . Univ. Calif. Publ. Zool. 41: 25-34.
Yasumoto, T., W. Sugawara, Y. Fukuyo, H.H. Oguri, T.
Igarashi & N. Kujita, 1980. Identification of
Dinophysis fortii as the causative organism of
diarrhetic shellfish poisoning. B. Jpn. Soc. Sci. Fish.
46 (11): 1405-1411.
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
145
CAPÍTULO 5: DINOFLAGELADOS ATECADOS POTENCIALMENTE
TOXÍGENOS EN EL CONO SUR AMERICANO
JACOB LARSEN
IOC Science and Communication Centre on Harmful Algae, University of Copenhagen, Øster
Farimagsgade 2D, DK-1353, Copenhagen K, Dinamarca
INTRODUCCIÓN ......................................................................................................... 147
ASIGNACIÓN GENÉRICA DE LOS DINOFLAGELADOS DESNUDOS ....................... 147
IDENTIFICACIÓN DE ESPECIES ................................................................................ 148
SISTEMÁTICA ............................................................................................................. 148
Amphidinium Claparède & Lachmann................................................................................. 148
Amphidinium carterae Hulburt .......................................................................................... 149
Amphidinium operculatum Claparède & Lachmann .............................................................. 149
Gymnodinium Stein emend. G. Hansen & Moestrup ............................................................. 150
Gymnodinium catenatum Graham ....................................................................................... 150
Karenia G. Hansen & Moestrup ......................................................................................... 151
Karenia mikimotoi (Miyake & Kominami ex Oda) G. Hansen & Moestrup ............................... 151
Karlodinium J. Larsen ...................................................................................................... 151
Karlodinium micrum (Leadbeater & Dodge) J. Larsen .......................................................... 152
Noctiluca scintillans (Macartney) Ehrenberg ........................................................................ 152
BIBLIOGRAFÍA ........................................................................................................... 152
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
147
DINOFLAGELADOS ATECADOS POTENCIALMENTE TOXÍGENOS EN
EL CONO SUR AMERICANO
JACOB LARSEN
IOC Science and Communication Centre on Harmful Algae, University of Copenhagen, Øster
Farimagsgade 2D, DK-1353, Copenhagen K, Dinamarca
INTRODUCCIÓN
Casi todas las especies de dinoflagelados poseen
placas celulósicas en el anfiesma (Roberts, 1991), y
pertenecen al grupo de lo que coloquialmente se conoce como dinoflagelados «armados» o «tecados».
Los dinoflagelados «atecados» o «desnudos», objeto
de este capítulo, carecen de placas celulósicas en el
anfiesma. La mayor parte de los dinoflagelados desnudos pertenecen a los órdenes Oxyrrhinales, Actiniscales, Noctilucales y Gymnodiniales. No obstante, hay especies de dinoflagelados tecados, pertenecientes a los órdenes Desmomonadales,
Dinotrichales, Dinamoebales, Dinococcales y
Brachydiniales, que presentan formas desnudas en
ciertos estadios de su ciclo vital (Larsen & Sournia,
1991).
En comparación con la de muchos otros grupos
de flagelados, la taxonomía de los dinoflagelados presenta muchas lagunas de conocimiento, y es poco
robusta. La definición de taxa de dinoflagelados se
basa, casi invariablemente, en caracteres
morfológicos clásicos, mientras que las características estructurales finas y los datos moleculares, ampliamente utilizados hoy día para definir taxa en otros
grandes grupos de flagelados, no han hecho más que
empezar a aplicarse en la moderna taxonomía de
dinoflagelados. Los estudios de estructuras finas de
especies desnudas, si bien aún escasos en comparación con la diversidad de especies, indican que hay
géneros bien establecidos, como Gymnodinium, que
posiblemente sean polifiléticos, por lo que es de esperar que en el futuro próximo se dividan en un número de géneros nuevos (Daugbjerg et al., 2000).
Un ejemplo ilustrativo lo constituye Akashiwo
sanguinea (Hirasaka) Hansen & Moestrup (= G.
sanguineum), cuyo aparato flagelar presenta mayor similitud con Polykrikos kofoidii Chatton que
con otras especies de Gymnodinium (Roberts, 1991).
Los estudios moleculares apoyan la opinión de que
los Gymnodiniales, tal como se conocen actualmente, constituyen un grupo polifilético (Saunders et al.,
1997; Daugbjerg et al., 2000).
Varios grupos de dinoflagelados desnudos, por ej.,
Amphidinium, Gymnodinium y Gyrodinium, comprenden especies tanto fotótrofas, como heterótrofas
o mixótrofas; en algunos géneros incluso coexisten
distintos tipos de cloroplastos (Larsen & Sournia,
1991). Esta característica, muy inusual desde un punto
de vista taxonómico, no se da en otros grupos de algas, y apoya aún más el sospechado carácter
polifilético de estos géneros.
ASIGNACIÓN GENÉRICA DE LOS
DINOFLAGELADOS DESNUDOS
Tradicionalmente, la asignación genérica de los
Gymnodiniales se ha basado en caracteres
morfológicos relacionados con el cingulum. La posición del cingulum, el posible desplazamiento de sus
extremos, y el número de vueltas que da alrededor
del cuerpo celular, se han utilizado ampliamente en la
clasificación genérica. Así, en el caso de
Gymnodinium, el cingulum es ecuatorial, pero los
extremos no lo son, o están ligeramente desplazados.
En Gyrodinium, la posición del cingulum es también ecuatorial, pero los extremos, en este caso, están desplazados al menos 1/5 de la longitud celular
(Kofoid & Swezy, 1921). La dislocación cingular también se observa en Amphidinium, donde se localiza
cerca del extremo anterior de la célula; y en
Katodinium, donde se sitúa en la zona posterior. En
estos géneros (Amphidinium, Gymnodinium,
Gyrodinium, y Katodinium), el cingulum gira una
vez, o un poco más de una vez alrededor de la célula,
mientras que en Cochlodinium, rota una vez y media.
La aplicación de estos caracteres descriptivos no
siempre es muy clara. La dislocación del cingulum
CAPÍTULO 5: DINOFLAGELADOS ATECADOSPOTENCIALMENTE
TOXÍGENOS EN EL CONO SUR AMERICANO
148
es un carácter cualitativo, y los límites entre, por ej.,
Amphidinium y Gymnodinium, no son claros, y se
interpretan de distinta manera según los autores. Así,
en el caso de la especie tipo de Amphidinium, A.
operculatum, el cingulum está fuertemente dislocado y aparece como un collar alrededor del epicono
con forma de lengua (Fig. 2). Otras especies con
dislocación menos pronunciada del cingulum han sido
asignadas indistintamente a los género Amphidinium
o Gymnodinium, incluso por el mismo autor (compárese A. pelagicum y G. achromaticum, en Lebour,
1925). Tampoco están muy claros los límites entre
Gymnodinium y Katodinium. En este último género, el cingulum presenta dislocación posterior, pero
Katodinium glaucum (Lebour) Loeblich III ha sido
adscrito al género Gyrodinium por algunos autores
(por ej., Dodge, 1982) debido al gran desplazamiento
del extremo del cingulum.
La distinción entre Gymnodinium y Gyrodinium
se basa en el desplazamiento cingular. Podría parecer que un desplazamiento cingular superior a 1/5 de
la longitud celular es un carácter objetivo. Sin embargo se ha mostrado que, al menos en algunas especies, el desplazamiento cingular no es un carácter
conservador, sino que varía con la edad celular
(Kimball & Wood, 1965). El desplazamiento cingular
parece ser equivalente a 1/5 de la longitud celular en
muchas especies, con lo cual su asignación al género
Gymnodinium o Gyrodinium resulta arbitraria. Un
buen ejemplo de ello es Gyrodinium aureolum
Hulburt sensu Braarud & Heimdal, y Karenia
mikimotoi (Miyake & Kominami ex Oda) Hansen
& Moestrup (= Gymnodinium mikimotoi), que se
consideran ahora conespecíficas (Hansen et al.,
2000). Desde hace tiempo resultaba obvia la poca
consistencia de los caracteres empleados para distinguir los géneros, pero la falta de caracteres adicionales o alternativos ha impedido avances apreciables
en este campo. Los estudios de Daugbjeg et al.
(2000) podrían contribuir a clarificar las fronteras
genéricas entre los Gymnodiniales (ver la sección sistemática más adelante).
-
presencia/ausencia de cloroplastos y pirenoides.
forma y posición del núcleo.
forma de la hendidura apical (si existe).
posibles estructuras superficiales, por ej. rayas
longitudinales.
- observación de otras características adicionales,
por ej., manchas oculares, apéndices específicos,
etc.
Los dinoflagelados desnudos - a diferencia de los
dinoflagelados tecados- no poseen una pared celular
funcional, lo que implica que, por lo general, no mantienen su forma tras ser fijados. Existen otras importantes características morfológicas que se alteran tras
la fijación, o tras observaciones prolongadas al microscopio. Por tanto, la identificación crítica de especies de dinoflagelados desnudos requiere normalmente la observación de células vivas.
En muchas especies existe una hendidura apical,
pero con frecuencia resulta difícil observarla al microscopio óptico (Takayama, 1985). Esta hendidura
suele ser muy delicada, por lo que se destruye en el
material fijado y se deteriora durante la observación
de células vivas al microscopio. En algunas especies,
las estrías longitudinales son también muy delicadas.
Según la experiencia del autor de este capítulo, no es
de esperar el poder identificar todas las especies de
dinoflagelados desnudos presentes en una muestra.
Algunas especies son bastante robustas y se mantienen en buenas condiciones durante muchos minutos
cuando se observan al miscroscopio, mientras que
las especies más delicadas se deterioran a los pocos
minutos de observación. En el caso de estas últimas,
tan sólo se puede esperar la identificación de unas
pocas células por cada preparación. Algunas descripciones de dinoflagelados desnudos se han basado, sin duda, en material fijado (véase, por ej., Schiller,
1933). Su carácter «no-fijable» es la principal razón
por la que la taxonomía de los dinoflagelados desnudos es aún inadecuada y con muchas especies malamente descritas que probablemente no podrán ser
nunca identificadas.
SISTEMÁTICA
IDENTIFICACIÓN DE ESPECIES
Las especies de dinoflagelados desnudos se distinguen por caracteres morfológicos, tales como:
- el tamaño, forma, posición y morfología del
cingulum (desplazamiento y/o descolgamiento) y
el sulcus.
Amphidinium Claparède & Lachmann
El cingulum está fuertemente dislocado hacia el
extremo anterior de la célula, por lo que el epicono es
pequeño, a menudo con forma de dedo o de gorrito, y
está situado en la parte superior de la célula. No obstante, se observan considerables variaciones
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
morfológicas en este género, y en algunas especies,
el epicono y el hipocono son casi del mismo tamaño.
Así pues, el género no presenta unos límites claros
con Gymnodinium y la adscripción de especies es a
menudo arbitraria (véase discusión anterior).
La especie tipo de Amphidinium, A. operculatum
Claparède & Lachmann, tiene un epicono con forma
de dedo, y es, junto con A. carterae Hulburt y A.
rhynchocephalum Anissimowa, lo que actualmente
se concibe como un auténtico Amphidinium. Los datos moleculares sugieren que, en contra de lo que se
creía hasta ahora, este grupo de especies no están
estrechamente relacionadas con Gymnodinium
(Daugbjerg et al., 2000). No obstante, no se dispone
de un examen detallado de la especie tipo, examen
que será necesario antes de poder tratar adecuadamente los problemas taxonómicos de este grupo.
149
operculatum Claperède & Lachmann, la especie tipo
del género (ver a continuación).
Amphidinium carterae y A. operculatum (al
igual que A. klebsii) son las especies más citadas del
complejo, pero no siempre se pueden distinguir con
claridad. Según Taylor (1971), se pueden distinguir
por la morfología del cloroplasto. También debería
considerarse el tamaño de las células: A. carterae
parece ser más pequeña (Hulburt,1957, indicó una
longitud de 12-15 µm) que A. operculatum
(Claparède & Lachmann indicaron una longitud de
50 µm para A. operculatum y Kofoid & Swezy, 1921,
indicaron una longitud de 46 µm para A. klebsii).
A. carterae puede producir compuestos hemolíticos y podría estar implicado en la ciguatera (Tindall
& Morton, 1998).
En la actualidad, existen más de 100 especies
autótrofas o heterótrofas descritas que se incluyen
en el género Amphidinium, pero la mayor parte de
ellas deberán ser reexaminadas para determinar su
filiación genética. Las especies de este género se
encuentran sobretodo en habitats de agua salada o
salobre, y muchas de ellas son bentónicas.
Distribución: Esta especie parece estar ampliamente distribuida. Se ha registrado tanto en zonas
templadas como tropicales. No obstante, debido a problemas taxonómicos persistentes (ver comentarios de
abajo), es difícil evaluar las citas previas de este taxón.
Amphidinium carterae Hulburt
Fig. 2
Fig. 1
Sinónimos: Ver comentarios
Descripción: Células más ó menos ovaladas,
aplastadas dorso-ventralmente. El episoma es pequeño, con forma de media luna o con forma de lengua,
desviado hacia la izquierda, describiendo una espiral
descendente que
está desplazada 23 veces la anchura
del cingulum. Posee un cloroplasto
muy ramificado normalmente en posición periférica, con
un gran pirenoide
central. El núcleo
Fig. 1. Amphidinium carterae
tiene forma de media luna y está situado en el hiposoma.
Amphidinium operculatum Claparède &
Lachmann
Sinónimos: A. klebsii Kofoid & Swezy
Descripción: Esta especie se asemeja a A.
carterae por tener células más o menos ovaladas
con un episoma con forma de pequeña lengua desviada hacia la izquierda. Contiene numerosos
cloroplastos largos y esbeltos unidos a un gran
pirenoide localizado en
la parte central del
hiposoma.
Longitud: 20-46
µm; anchura: 14-30
µm.
Longitud: 12-18 µm; anchura: 8-10 µm.
Comentarios: Amphidinium carterae pertenece
a un grupo de especies en el que se incluye A.
Fig. 2. Amphidinium operculatum
Comentarios: Esta
especie puede ser indistinguible de A. carterae, pero se puede
diferenciar por su mayor tamaño y por los
n u m e r o s o s
cloroplastos alargados
unidos al gran
pirenoide (Taylor,
CAPÍTULO 5: DINOFLAGELADOS ATECADOSPOTENCIALMENTE
TOXÍGENOS EN EL CONO SUR AMERICANO
150
1971) (ver también los comentarios sobre A.
carterae).
A. operculatum, al igual que A. klebsii, puede
producir compuestos hemolíticos y podría estar implicada en la ciguatera (Tindall & Morton, 1998).
Distribución: Amphidinium operculatum se ha
citado en varias ocasiones en los mismos puntos y
localidades que A. carterae. De momento, no es
posible establecer la distribución precisa de las dos
especies (ver comentarios de A. carterae).
Gymnodinium Stein emend. G. Hansen &
Moestrup
Tradicionalmente se asignaron al género
Gymnodinium los dinoflagelados atecados con el
cingulum situado en la región ecuatorial de la célula
y con un desplazamiento cingular inferior a 1/5 de la
longitud celular. Según la descripción enmendada del
género, los Gymnodinium verdaderos se caracterizan también por ciertos rasgos ultraestructurales y
por una hendidura apical con forma de herradura que
describe una trayectoria en sentido contrario a las
agujas del reloj (Daugbjerg et al., 2000).
Existen más de 200 especies, fotótrofas ó
heterótrofas, citadas como pertenecientes al género
Gymnodinium. La mayor parte de ellas aparecen en
habitats marinos.
Gymnodinium catenatum Graham
Fig. 3
Descripción: Células que forman cadenas de 4,
8, 16 células y ocasionalmente más largas. Las condiciones adversas pueden provocar la ruptura de las
cadenas y dar lugar a células individuales, y es posible que existan clones no formadores de cadenas. El
cingulum describe una espiral descendente que puede
estar desplazada hasta 1/5 de la longitud celular. El
sulcus se extiende desde el antápice hasta el ápice,
que también aparece rodeado de un anillo apical
semicircular. Poseen numerosos cloroplastos con
pirenoides muy conspicuos. Los rangos de talla citados son: 34-65 µm de largo y 27-43 µm de ancho
para las células solitarias; 23-60 µm de largo y 27-43
µm de ancho para las células formadoras de cadenas, siendo la célula terminal del mismo tamaño que
una célula solitaria.
Fig. 3. Gymnodinium catenatum (dibujos a diferente escala).
Comentarios: Gymnodinium catenatum es el
único dinoflagelado desnudo conocido que produce
toxinas paralizantes (PSP). Se distingue de otras especies de Gymnodinium porque forma cadenas, pero
puede confundirse tan sólo con la especie no-tóxica
Gymnodinium impudicum (Fraga & Bravo) G.
Hansen & Moestrup. G. impudicum se distingue por
su menor tamaño (aprox. 25 µm de largo), y por la
hendidura apical, que es una prolongación del sulcus
(Fraga et al., 1995). La mejor forma de identificar
las células individuales de G. catenatum es por sus
grandes pirenoides y por su marcado sulcus.
El ciclo vital de Gymnodinium catenatum ha sido
estudiado por Anderson et al.(1988) y Blackburn et
al. (1989), quienes encontraron que se podía inducir
la reproducción sexual en condiciones de insuficiencia de nutrientes, y que los gametos eran indistinguibles
de las células vegetativas (hologamia) y de carácter
heterotálico. Los quistes de resistencia (hipnozigotos)
son redondos (42-52 µm de diámetro) y de color marrón, con reticulaciones microscópicas. Los quistes
pueden viajar a distancias considerables, por ej., a
través del agua de lastre de los barcos, y así colonizar áreas nuevas (Hallegraeff & Bolch, 1991,1992).
Distribución: Especie registrada en diversas regiones de aguas cálido-templadas del Atlántico centro oriental (España, Portugal, Marruecos) y
sudoccidental, mares Mediterráneo y Caribe (Venezuela), Pacífico este (México) y oeste (Filipinas, Japón, Malasia, Tailandia, Tasmania) (Hallegraeff &
Fraga, 1998). En el Cono Sur se ha registrado en
distintas ocasiones en Argentina (Balech, 1988) y
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
Uruguay (Méndez, 1993), y más recientemente en
Brasil (Proença et al., en prensa). G. catenatum es
el agente de episodios moderados de PSP en Argentina en otoño (Akselman et al., 1998). Según Carreto
et al. (1986), esta especie podría haber sido recientemente introducida en esta parte de Sudamérica. La
especie ha sido citada en India (Godhe et al., 1996),
Costa Rica (Viquez, Phycotoxins list, datos no publ.)
y Nueva Zelanda (MacKenzie, Phycotoxins list, datos no publ.).
Karenia G. Hansen & Moestrup
Este género se ha creado recientemente para acomodar a las especies de gymnodinioides con una hendidura apical recta y con derivados de fucoxantina
como pigmentos fotosintéticos accesorios (Daugbjerg
et al., 2000). Comprende la muy conocida especie
tóxica K. brevis (Davis) Hansen & Moestrup (sin.
Gymnodinium breve Davis 1948 y Ptychodiscus
brevis (Davis) Steidinger), y la especie K .
brevisulcatum (sin. G. brevisulcatum) recientemente descrita.
Karenia mikimotoi (Miyake & Kominami ex
Oda) G. Hansen & Moestrup
Fig. 4
Sinónimos: Gymnodinium mikimotoi Miyake &
Kominami ex Oda (Oda 1935, pp. 38-39);
Gymnodinium nagasakiense Takayama & Adachi
1984; Gymnodinium
sp.1 (Adachi, 1972);
Gymnodinium tipo’65 (Iizuka & Irie,
1969); Gyrodinium
aureolum Hulburt
1957, sensu Braarud
& Heimdal.
Fig. 4. Karenia mikimotoi
Descripción: El
contorno celular es variable, ovalado a casi
redondo, aplastado
dorsoventralmente. El
cingulum es ancho y
describe una espiral
descendente, desviado aproximadamente
1/5 de la longitud celular. El sulcus s e
adentra por una cor-
151
ta distancia en el epicono, donde también se extiende
una hendidura apical formando una línea recta que
parte de cerca de la intrusión sulcal a través del ápice, y continúa por un corto tramo sobre el lado dorsal
de la célula. Posee varios cloroplastos, más ó menos
ovalados, con un conspicuo pirenoide cada uno. El
núcleo está localizado en la parte izquierda del
epicono. Longitud: 24-40 µm; anchura 20-32 µm.
Comentarios: Diversos autores (por ej.: Taylor,
1985; Partensky et al., 1988; Fukuyo et al., 1990;
Hallegraeff, 1991) apreciaron la similitud morfológica
entre K. mikimotoi del Pacífico y el Gyrodinium
aureolum europeo. Hansen et al. (2000) realizaron
un detallado estudio sobre este tema y concluyeron
que todos los aislamientos de G. aureolum o de G.
nagasakiense europeos eran conespecíficos con las
cepas japonesas de G. mikimotoi y que Gyrodinium
aureolum Hulburt es una especie distinta que ha sido
transferida al género Gymnodinium. K. mikimotoi
es similar a Gymnodinium pulchellum, que se distingue del primero por su hendidura apical sigmoidal.
No obstante, hay que señalar que en Australia se
han observado otras especies, presumiblemente muy
relacionadas, pero aún no descritas (Gyrodinium sp.1,
Bolch & Hallegraeff, 1990; Hallegraeff, 1991: Figs
8I, J), por lo que conviene extremar las precauciones
cuando se trabaje con estas especies.
Karenia mikimotoi produce toxinas hemolíticas
e ictiotoxinas. En aguas estratificadas, puede desarrollar floraciones subsuperficiales localizadas en la
picnoclina (Lindahl, 1986; Bjørnsen & Nielsen, 1991;
Gentien, 1998).
Distribución: Karenia mikimotoi está ampliamente distribuida y ha formado floraciones que han causado graves daños en los cultivos del norte de Europa, Japón, Australia y Nueva Zelanda. Recientemente
tuvo lugar una mortandad de peces en Chile (Clément
et al., 1999) que se atribuyó a una especie de
Gymnodinium con aspecto similar a K. mikimotoi.
Karlodinium J. Larsen
Este género se caracteriza sobretodo por sus rasgos ultraestructurales, entre los que citaremos un
anfiesma con agrupaciones de estructuras con forma de enchufe, con una configuración hexagonal.
Además, las células poseen cloroplastos con
pirenoides internos lenticulares, y con fucoxantina o
derivados de ésta como principal pigmento accesorio. La hendidura apical es recta.
CAPÍTULO 5: DINOFLAGELADOS ATECADOSPOTENCIALMENTE
TOXÍGENOS EN EL CONO SUR AMERICANO
152
Karlodinium micrum (Leadbeater & Dodge) J.
Larsen
Fig. 5
Sinónimos: Woloszynskia micra Leadbeater &
Dodge 1966: p.1; Gymnodinium galatheanum
Braarud 1957 sensu Kite & Dodge, 1988;
Gymnodinium
micrum
(Leadbeater & Dodge)
Loeblich
III
1969;
Gyrodinium galatheanum
(Braarud) Taylor, 1992.
Descripción: Las células
tienen forma entre ovalada y
redonda. El cingulum está
Fig. 5. Karlodinium
profundamente excavado,
micrum
describiendo una espiral descendente que está desplazada aproximadamente 1/5
de la longitud celular. El sulcus está fuertemente desviado en la región intercingular y se extiende por el
epicono. Cada célula contiene normalmente dos
cloroplastos, uno en el epicono y otro en el hipocono.
También posee un pedúnculo y un poro ventral en el
epicono que son visibles al microscopio óptico. Longitud: 9-17 µm; anchura 8-14 µm.
Comentarios: La morfología general de K .
micrum está compartida por varias especies de
dinoflagelados desnudos de pequeño tamaño, entre
las que se incluyen G. corsicum Paulmier, Berland,
Billard & Nezan, G. galatheanum Braarud; G.
veneficum Ballantine, y G. vitiligo Ballantine.
Karlodinium micrum se considera conespecífica con
G. galatheanum, mientras que el status taxonómico
de las otras especies es incierto (Daugbjerg et al.,
2000).
Karlodinium micrum ha demostrado ser tóxico
para los mejillones y para los estadios juveniles de
bacalao (Gadus morhua).
Distribución: Esta especie se ha registrado en el
Atlántico Norte y en el Sur. Posiblemente sea de distribución muy amplia, pero puede pasar desapercibida con facilidad debido a su pequeño tamaño.
Noctiluca scintillans (Macartney) Ehrenberg
Fig. 6
Sinónimos: Noctiluca miliaris Suriray
Descripción: Las células son alargadas y con forma más o menos de balón, con tentáculo estriado.
Son fagótrofas y generalmente incoloras. En ciertas
regiones tropicales pueden adquirir color verde por
la presencia de flagelados endosimbióticos. Diámetro: 200-2000 µm.
Comentarios: Las floraciones de N. scintillans
pueden causar intensas discoloraciones del agua de
mar. Puede ser bioluminiscente, excepto en algunas
partes del norte y el este del océano Pacífico. Acumula grandes cantidades de amonio en sus vacuolas,
por lo que puede resultar tóxico para los peces.
Distribución: Noctiluca scintillans está ampliamente distribuida y ha formado floraciones en aguas
templadas, subtropicales y tropicales.
Fig. 6. Noctiluca scintillans.
BIBLIOGRAFÍA
Adachi, R., 1972. A taxonomical study of the red tide
organisms. J. Fac. Fish. Pref. Univ. Mie 9: 9-145 (en
japonés con resumen en inglés).
Anderson, D.M., D.M. Jacobson, I. Bravo & J.H. Wrenn,
1988. The unique, microreticulate cyst of the naked
dinoflagellate Gymnodinium catenatum. J. Phycol. 24:
255-262.
Akselman, R., J.I. Carreto & N.G. Montoya, 1998.
Gymnodinium catenatum and autumn toxicity in
Northern shelf waters of Argentina. In Reguera, B., J.
Blanco, M.L. Fernández & T. Wyatt (eds.), Harmful
Algae. Xunta de Galicia and IOC of UNESCO
Publishers: 122-123.
Balech, E., 1988. Los Dinoflagellados del Atlántico
Sudoccidental. Publ. Espec. Ins. Esp. Oceanogr. 1: 1310.
Bjørnsen, P.K. & T.G. Nielsen, 1991. Decimeter scale
heterogeneity in the plankton during a pycnocline
bloom of Gyrodinium aureolum. Mar. Ecol. Prog. Ser.
73: 263-267.
Blackburn, S. I., G. M. Hallegraeff & C. J. Bolch, 1989.
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
Vegetative reproduction and sexual life cycle of the
toxic dinoflagellate Gymnodinium catenatumGraham.
J. Phycol. 25: 577-90.
Bolch, C.J.& G.M. Hallegraeff, 1990. Dinoflagellate cysts
in recent marine sediments from Tasmania, Australia.
Bot. Mar. 33: 173-192.
Braarud, T., 1957. A red water organism from Walvis Bay.
Galathea Reports 1: 137-138.
Carreto, J.I., H. Benavides, R. Negri & P. Glorioso, 1986.
Toxic red tide in the Argentine Sea. Phytoplankton
distribution and survival of the toxic dinoflagellate
Gonyaulax excavata in a frontal area. J. Plankton Res.
8 (1): 15-28.
Clément, A., M. Seguel & G. Arzul, 1999. Fish kill in Chile
associated with bloom of Gymnodinium sp. Harmful
Algal News 19, IOC of UNESCO: 5-6.
Daugbjerg, N., G. Hansen, J. Larsen & Ø. Moestrup, 2000.
Phylogeny of some major genera of dinoflagellates
based on ultrastructure and partial LSU rDNA sequence
data, including the erection of 3 new genera of
unarmoured dinoflagellates. Phycologia 39 (4): 302-317.
Davis, C.C., 1948. Gymnodinium brevis sp. nov., a cause
of discolored water and animal mortality in the Gulf of
Mexico. Botanical Gazette 109: 358-360.
Dodge, J.D., 1982. Marine dinoflagellates of the British
Isles. Her Majesty’s Stationary Office, London, 303 pp.
Fraga, S., I. Bravo, M. Delgado, J.M. Franco & M. Zapata,
1995. Gyrodinium impudicumsp. nov. (Dinophyceae),
a non toxic, chain-forming, red tide dinoflagellate.
Phycologia 34 (6): 514-521.
Fukuyo, Y., H. Takano, M. Chihara & K. Matsuoka, 1990.
Red tide organisms in Japan - an illustrated taxonomic
guide. Uchida Rokakuho, Tokyo, 407 pp. (en japonés
con resúmenes en inglés).
Gentien, P., 1998. Bloom dynamics and ecophysiology of
the Gymnodinium mikimotoi species complex. In
Anderson, D.M., A.D. Cembella & G.M. Hallegraeff
(eds.), Physiological ecology of harmful algal blooms.
NATO ASI Series, vol. G 41, Springer Verlag, Berlin:
155-173.
Godhe, A., I. Karunasagar & I. Karunasagar, 1996.
Gymnodinium catenatum on west coast of India .
Harmful Algal News 15, IOC of UNESCO 15: 1.
Hallegraeff, G.M., 1991. Aquaculturists’ guide to harmful
Australian microalgae. Fishing Industry Training Board
of Tasmania, Hobart, 111 pp.
Hallegraeff, G.M. & C.J. Bolch, 1991. Transport of toxic
dinoflagellate cysts via ships’ ballast water. Mar. Poll.
Bull. 22: 27-30.
Hallegraeff, G.M. & C.J. Bolch, 1992. Transport of diatom
and dinoflagellate resting spores in ships’ ballast water:
implications for plankton biogeography and aquaculture. J. Plankton Res. 14: 1067-84.
Hallegraeff, G.M. & S. Fraga, 1998. Bloom dynamics of the
toxic dinoflagellate Gymnodinium catenatum, with
emphasis on Tasmanian and Spanish coastal waters.
153
In Anderson, D.M., A.D. Cembella & G.M. Hallegraeff
(eds.), Physiological ecology of harmful algal blooms.
NATO ASI Series, vol . G 41, Springer Verlag, Berlin:
59-80.
Hansen, G., N. Daugbjerg & P. Henriksen, 2000.
Comparative study of Gymnodinium mikimotoi and
Gymnodinium aureolum comb. nov. ( =Gyrodinium
aureolum) based on morphology, pigment composition,
and molecular data. J. Phycol. 36: 394-410.
Hulburt, E.M., 1957. The taxonomy of unarmoured
Dinophyceae of shallow embayments on Cape Cod,
Massachusetts. Biol. Bull. 112: 196-219.
Iizuka, S. & H. Irie, 1969. Anoxic status of bottom waters
and occurrences of Gymnodiniumred water in Omura
Bay. Bull. Plankton Soc. Japan 16: 99.
Kimball, J.F. & E.J.F. Wood, 1965. A dinoflagellate with
characters of Gymnodinium and Gyrodinium. J.
Protozool. 12: 577-580.
Kite, G.C. & J.D. Dodge, 1988. Cell and chloroplast
ultrastructure in G y r o d i n i u m a u r e o l u m a n d
G y m n o d i n i u m g a l a t h e a n u m , two marine
dinoflagellates containing an unusual carotenoid.
Sarsia 73: 131-138.
Kofoid, C.A. & O. Swezy, 1921. The free-living unarmoured
dinoflagellates. Mem. Univ. Calif. 5: 1-564.
Larsen, J. & A. Sournia, 1991. The diversity of heterotrophic
dinoflagellates. In Patterson, D.J. & J. Larsen (eds.),
The biology of free-living heterotrophic flagellates.
Systematic Association, Special Volume 45. Clarendon
Press, Oxford: 313-332.
Lebour, M., 1925. The dinoflagellates of the Northern Seas:
I-VII. J. Mar. Biol. Ass. U.K.: 1-250.
Leadbeater, B. & J.D. Dodge, 1966. The fine structure of
Woloszynskia micra sp. nov., a new marine
dinoflagellate. British Phycol. J. 3: 1-17.
Lindahl, O., 1986. Offshore growth ofGyrodinium aureolum
(Dinophyceae) - the cause of coastal blooms in the
Skagerrak area?. Sarsia 71: 27-33.
Loeblich, A.R., III, 1969. The amphiesma or dinoflagellate
cell-covering. Proc. North. Amer. Paleont. Convention,
Chicago, G.: 868-929.
Méndez, S., 1993. Alexandrium fraterculusin Uruguayan
waters. Harmful Algal News, IOC of UNESCO, 5: 3.
Oda, H., 1935. Gymnodinium mikimotoi Miyake et
Kominami n. sp. (MS.). Dobutsugaku Zasshi,
Zoological Society of Japan 47: 35-48.
Partensky, F., D. Vaulot, A. Couté & A. Sournia, 1988.
Morphological and nuclear analysis of the bloom-forming dinoflagellates Gyrodinium cf. aureolumand
Gymnodinium nagasakiense . J. Phycol. 24: 408-415.
Proença, L.A.O., M.S. Tamanaha & N. P. Souza, 2001. The
toxic dinoflagellate Gymnodiniumcatenatum Graham
in Southern Brazilian waters: occurence, pigments and
toxins. Atlântica 23: 59-65.
Roberts, K., 1991. The flagellar apparatus and cytoskeleton
of dinoflagellates: organization and the use in
CAPÍTULO 5: DINOFLAGELADOS ATECADOSPOTENCIALMENTE
TOXÍGENOS EN EL CONO SUR AMERICANO
154
systematics. In Patterson, D.J. & J. Larsen (eds.), The
biology of free-living heterotrophic flagellates.
Systematic Association, Special Volume 45, Clarendon
Press, Oxford: 285-302.
Saunders, G., D.R.A. Hill, J.P. Sexton & R.A. Andersen,
1997. Small-subunit ribosomal RNA sequences from
selected dinoflagellates: testing classical evolutionary
hypothesis with molecular systematic methods. In
Bhattacharya, D. (ed.), Origins of Algae and their
Plastids. Springer-Verlag, Wien: 237-259.
Schiller, J., 1933. Dinoflagellatae (Peridineae) in
Monographischer Behandlung. In Raberhorst L. (ed.),
Dr. L. Rabenhorts’s Kryptogamenflora von
Deutschland. Österreeich und der Schweiz, 10, 3 (I).
Akad. Verlag, Leipzig, 590 pp.
Takayama, H., 1985. Apical grooves of unarmoured
dinoflagellates. Bull. Plank. Soc. Japan 32: 129-140.
Takayama, H. & R. Adachi, 1984. Gymnodinium
nagasakiense sp. nov. a red tide forming dinophyte in
the adjacent waters of Japan. Bull. Plank. Soc. Jap. 32:
129-140.
Taylor, D.L., 1971. Taxonomy of some common
Amphidinium species. Br. Phycol. J. 6: 129-33.
Taylor, F.J.R., 1985. The taxonomy and relationship of red
tide flagellates. In Anderson, D.M., A.W. White &
D.G. Baden (eds.). Toxic dinoflagellates. Elsevier, New
York: 11-26.
Taylor, F.J.R., 1992. The taxonomy of harmful marine
phytoplankton. Giornale Botanico Italiano 126: 209-219.
Tindal, D.R. & S.L. Morton, 1998. Community dynamics
and physiology of epiphytic/benthic dinoflagellates
associated with ciguatera. In Anderson D.M., A.D.
Cembella & G.M. Hallegraeff (eds.), Physiological
ecology of harmful algal blooms. NATO ASI Series,
vol G 41, Springer Verlag, Berlin: 293-313.
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
155
CAPÍTULO 6: FITOFLAGELADOS POTENCIALMENTE TOXÍGENOS EN
EL CONO SUR AMERICANO
ØJVIND MOESTRUP
University of Copenhaguen, Botanical Institute, Øster Farimagsgade 2 D, DK - 1353 Copenhagen K,
Dinamarca.
INTRODUCCIÓN ......................................................................................................... 157
PHYLUM HETEROKONTOPHYTA .............................................................................. 157
Clase Raphidophyceae ...................................................................................................... 157
DETALLES ÚTILES PARA LA IDENTIFICACIÓN DE RAFIDOFÍCEAS ....................................................... 158
CRECIMIENTO ................................................................................................................... 158
RAFIDOFÍCEAS CITADAS O CON POSIBILIDADES DE ESTAR PRESENTES EN EL CONO SUR AMERICANO ........ 159
Chattonella Biecheler ....................................................................................................... 159
Fibrocapsa japonica Toriumi & Takano .............................................................................. 159
Heterosigma akashiwo (Hada) Sournia ............................................................................... 159
Olisthodiscus luteus N. Carter ........................................................................................... 159
Clase Pelagophyceae ........................................................................................................ 160
Aureococcus anophagefferens Hargraves & Sieburth ............................................................ 160
INDICACIONES ÚTILES PARA LA IDENTIFICACIÓN ......................................................................... 160
Clase Dictyochophyceae (Silicoflagelados) ............................................................................ 160
Dictyocha spp. ................................................................................................................ 160
PHYLUM HAPTOPHYTA .............................................................................................. 161
Clase Prymnesiophyceae................................................................................................... 161
INDICACIONES ÚTILES PARA LA IDENTIFICACIÓN DE LAS HAPTOFITAS ............................................... 162
CRECIMIENTO ................................................................................................................... 162
Chrysochromulina Lackey ................................................................................................ 162
Chrysochromulina polylepis Manton & Parke ..................................................................... 163
Prymnesium Massart ....................................................................................................... 164
Prymnesium parvum Massart ........................................................................................... 164
Prymnesium patelliferum Green, Hibbered & Pienaar ........................................................... 164
Prymnesium calathiferum Chang & Ryan ............................................................................... 164
Prymnesium nemamethecum Pienaar & Birkhead ................................................................ 164
Phaeocystis Lagerheim ..................................................................................................... 165
BIBLIOGRAFIA ........................................................................................................... 165
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
157
FITOFLAGELADOS POTENCIALMENTE TOXÍGENOS EN EL CONO SUR
AMERICANO
ØJVIND MOESTRUP
University of Copenhaguen, Botanical Institute, Øster Farimagsgade 2 D, DK - 1353 Copenhagen K,
Dinamarca.
INTRODUCCIÓN
Existen algunos grupos de algas flageladas que
son potencialmente nocivas para los ecosistemas
marinos. Los dinoflagelados han sido tratados en otros
capítulos de este libro y el presente está enfocado a
las microalgas potencialmente tóxicas pertenecientes a los phyla Heterokontophyta y Haptophyta. Entre las Heterokontophyta, las clases Raphidophyceae
y Pelagophyceae comprenden algunas de las especies más dañinas entre las causantes de mortandad
de peces (ictiotóxicas), mientras que los efectos nocivos de las crisofíceas son menos directos y producidos por unas pocas especies.
El número de especies comprendidas en la clase
Raphidophyceae es muy reducido. En el medio marino se encuentran alrededor de veinte especies, la
mayoría de las cuales, sino todas, son nocivas para
los peces, ya que dañan el epitelio de sus agallas produciéndoles la muerte. Este tipo de episodio ha provocado inmensas pérdidas económicas en Japón, pero
también en otras partes del mundo, incluyendo el Cono
Sur Americano.
Entre las miembros de la clase Haptophyta, el
género Prymnesium es el principal problema. Se conocen mortandades de peces causadas por especies
de este género desde principios del siglo XX. Estos
episodios son hoy día comunes en muchas partes del
mundo, sobretodo en áreas de baja salinidad y elevada concentración de nutrientes. Los daños producidos se parecen a los causados por las rafidofíceas,
es decir, destrucción del epitelio de las agallas de los
peces. El género relacionado, Chrysochromulina, ha
causado problemas principalmente en Escandinavia,
pero es bien sabido que este género comprende numerosas especies, aún por describir, cuyo potencial
tóxico se desconoce.
La identificación de las haptofitas es difícil, y hasta la fecha, se basa sobretodo en la estructura de las
escamas de naturaleza orgánica que cubren la su-
perficie de la célula, pero a menudo éstas sólo son
visibles mediante microscopía electrónica. Los métodos estándar empleados en la preparación del material para examinar la estructura de las escamas han
sido descritos por Moestrup & Thomsen (1980) y
Moestrup (1984). No obstante, las muestras fijadas
son inadecuadas para la identificación de las haptofitas
en la mayor parte de los casos, ya que las escamas
se desprenden de la célula durante la fijación. Recientemente se ha desarrollado un método que consiste en fijar la muestra con una mezcla de lugol y
glutaraldehído (Jensen, 1998). Aplicando este método generalmente se retienen las escamas en la célula, lo que permite la identificación de organismos fijados a nivel de especie.
Las rafidofitas no poseen escamas superficiales
y la identificación se basa principalmente en el tamaño y forma de la célula. Por desgracia, muchas
especies son excepcionalmente difíciles de fijar y
explotan o cambian drásticamente de forma durante
el intento. Por ello, la identificación se debe hacer
con células vivas y aún así puede ser dificultosa, ya
que no está bien establecido el concepto de especie.
Habrá, pues, que esperar por los resultados del examen de un gran número de especímenes al microscopio electrónico, y de la secuenciación de genes para
definir claramente este concepto.
PHYLUM HETEROKONTOPHYTA
El Phylum Heterokontophyta comprende varias clases de protistas, de las cuales cuatro incluyen especies
que han sido asociadas con eventos nocivos: 1)
Bacillariophyceae (Diatomeas); 2) Raphidophyceae; 3)
Pelagophyceae; 4) Dictyochophyceae (Silicoflagelados)
Clase Raphidophyceae
Las rafidofíceas se encuentran entre los
flagelados desnudos conocidos de mayor tamaño, con
tallas que oscilan normalmente entre 15 y 100 µm de
CAPÍTULO 6: FITOFLAGELADOS POTENCIALMENTE TOXÍGENOS EN EL CONO SUR AMERICANO
158
largo. Antes eran denominadas Cloromonadas, nombre desafortunado y no válido, ya que las
Chloromonas constituyen un género de algas verdes. Las células nadan mediante movimientos de un
flagelo anterior, que describe una trayectoria
sinusoidal. El segundo flagelo, a veces difícil de ver,
está orientado hacia la parte posterior y se sitúa generalmente a lo largo de, y próximo a, la superficie
celular. En algunas especies el segundo flagelo es
corto. Mediante microscopía electrónica se observa
que, al igual que en otras heterokontas, el flagelo anterior posee pelos flagelares tripartitos dispuestos en
dos hileras opuestas. El segundo flagelo es liso.
Las rafidofíceas marinas son de color amarillo o
amarillo-pardo debido a la presencia del carotenoide
fucoxantina en los cloroplastos, además de las
clorofilas verdes a y c (c1 y c2). Las rafidofíceas de
agua dulce, en cambio, carecen de fucoxantina y son
verdes. A diferencia de casi todos los otros flagelados
marinos heterokontas, las células de las rafidofíceas
contienen varios, o muchos (en el caso de las especies más grandes), cloroplastos diseminados en la parte
externa de la célula.
Algunos flagelados que carecen de cloroplastos
han sido considerados como pertenecientes a las
Raphidophyceae, pero en todos los casos la
microscopía electrónica ha demostrado que se trataba de un error, ya que la clase Raphidophyceae es
una de las pocas clases algales en la que todas las
especies poseen cloroplastos. No obstante, algunas
de sus especies, como Heterosigma akashiwo, podrían ser mixótrofas (Nygaard & Tobiesen, 1993).
Muchas rafidofíceas poseen orgánulos
proyectables (a veces denominados tricocistos) y
cuerpos mucíferos. El núcleo está localizado en la
parte central de la célula, y por lo general es difícil de
ver al microscopio óptico.
Se ha observado que muchas rafidofíceas forman quistes de resistencia a lo largo de su ciclo vital.
Los quistes se pueden acumular en los sedimentos
del fondo marino, junto con quistes de dinoflagelados
y de otras microalgas planctónicas. Sin embargo los
quistes de las rafidofíceas se adhieren a menudo a
micropartículas, tales como los frústulos de las
diatomeas.
Se conocen quistes de Heterosigma akashiwo,
Fibrocapsa japonica, Chattonella antiqua y Ch.
marina, los cuales carecen de ornamentación. Du-
rante la germinación se observa una célula individual
móvil, que se libera a través del opérculo del quiste.
DETALLES
ÚTILES PARA LA IDENTIFICACIÓN DE
RAFIDOFÍCEAS
Las rafidofíceas se pueden distinguir de otros
flagelados marinos amarillentos por sus numerosos
cloroplastos y por sus dos flagelos, de los cuales el
anterior se mueve describiendo un sinusoide. El único flagelado marino con el que podrían ser confundidas es con la fase desnuda de los silicoflagelados,
cuyas células también poseen numerosos cloroplastos
amarillos. Los silicoflagelados difieren de ellas por
tener un solo flagelo, visible al microscopio óptico,
que parte de un surco apical y se extiende en sentido
anterior. Es importante distinguir los silicoflagelados
de las rafidofíceas, ya que estas últimas son (casi
siempre) potenciales causantes de muertes de peces, mientras que la fase desnuda de los silicoflagelados se considera inofensiva.
Las rafidofíceas se pueden deformar o explotar
cuando se tratan con fijadores. El tratamiento con
lugol da buenos resultados en algunos casos, pero
con frecuencia provoca una ligera contracción celular. Esta contracción hace que los cloroplastos se
proyecten ligeramente hacia fuera, con lo que la célula adquiere el aspecto de una frambuesa. En
Fibrocapsa, los grandes tricocistos posteriores se
descargan a menudo al fijar la célula, mostrándose
entonces como largos hilos irregulares adheridos a la
misma. Los flagelos se suelen caer durante la fijación, por lo que casi siempre la identificación, a nivel
de especie requiere el análisis de material vivo.
CRECIMIENTO
Al tratarse de células bastante grandes, muchas
rafidofíceas tienden a crecer relativamente despacio. La especie de crecimiento más rápido es probablemente Heterosigma akashiwo, cuyas células, bajo
condiciones óptimas de temperatura, luz y nutrientes,
pueden alcanzar tasas de 1.5 div · d-1. Existen referencias sobre tasas de crecimiento superiores, pero
no hemos podido reproducir estos valores en nuestros experimentos.
A veces las rafidofíceas forman densas
floraciones. Se han descrito episodios en los que las
células migran a capas más profundas y ricas en
nutrientes al comienzo del período de oscuridad, y
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
retornan a las capas superficiales por la mañana cuando se reanuda la fotosíntesis. Esta migración vertical
puede discurrir a una velocidad de por lo menos 1 m
· h -1 . Para una información más completa sobre las
rafidofíceas marinas, se recomienda consultar los trabajos de Hallegraeff & Hara (1995) y de Horiguchi
(1996).
RAFIDOFÍCEAS CITADAS O CON POSIBILIDADES DE
ESTAR PRESENTES EN EL CONO SUR AMERICANO
Chattonella Biecheler
Fig. 1
Chattonella se registró por primera vez en el
Cono Sur en muestras tomadas en Brasil y analizadas durante el «Curso Internacional de Microalgas
Tóxicas» en Copenhagen (Odebrecht & Abreu,
1995). El material disponible estaba fijado, por lo que
no fue posible identificarlo a nivel de especie.
Las especies de Chattonella se distinguen de
otras rafidofíceas por la inserción apical o casi apical
de los flagelos. Miden entre 12 y 120 µm de longitud.
Para el tratamiento de las especies conocidas, consultar Hallegraeff & Hara (1995).
Algunas especies del género Chattonella han
causado mortandad de peces en muchas partes del
mundo, por lo general en aguas más cálidas (Mar
Mediterráneo, India, región central de Japón, etc.),
pero existen citas de su presencia en aguas templadas del Atlántico Norte (en Dinamarca y Noruega).
159
Heterosigma akashiwo (Hada) Sournia
Fig. 3
H. akashiwo es un conocido agente de mortandades de peces en distintas partes del mundo. Causó
una gran mortandad e ingentes pérdidas económicas
en los cultivos de salmón en la región de los fiordos
chilenos, y posiblemente está presente en otras muchas partes del continente. Su presencia se asocia
normalmente con granjas marinas (Smayda, 1998).
Heterosigma se puede confundir con especies
de Chattonella, pero difiere de éstas por la inserción
de los flagelos, que es claramente lateral y emergente de un surco. La célula contiene normalmente alrededor de 20 cloroplastos discoidales, pero el número
exacto depende de su estado fisiológico. Las dimensiones comunes de Heterosigma akashiwo son 15
µm (8-25) de longitud y 10 µm (6-15) de anchura.
Olisthodiscus luteus N. Carter
Fig. 4
No hay citas de Olisthodiscus luteus en América del Sur. De hecho, se conoce con certeza su presencia tan sólo en el norte de Europa y en Japón. Es
probable que esté presente en muchas otras partes
del mundo, incluyendo América del Sur. Se diferen-
Fibrocapsa japonica Toriumi & Takano
Fig. 2
No hay citas de esta especie en América del Sur.
No obstante, ha sido observada por el autor de este
capítulo en muestras de Belice (Mar Caribe), y su
amplia distribución geográfica en otras partes del mundo inclina a sospechar que es muy probable que esté
presente en América del Sur. Fibrocapsa japonica
se distingue del resto de las especies del género por
poseer un grupo de tricocistos muy grandes y en forma de uña situados en el extremo posterior de la célula. Sus dimensiones habituales son 20-30 µm de longitud y 15-17 µm de anchura.
2
1
3
4
Figs. 1-4. Rafidofitas marinas. Fig. 1. Chattonella marina. Fig. 2.
Fibrocapsa japonica. Fig. 3. Heterosigma akashiwo. Fig. 4.
Olisthodiscus luteus, vista ventral (izquierda) y en sección transversal (derecha). Tomado de Hara & Chihara (1983).
CAPÍTULO 6: FITOFLAGELADOS POTENCIALMENTE TOXÍGENOS EN EL CONO SUR AMERICANO
160
cia de otras rafidofíceas marinas por su carácter
bentónico, mientras que el resto de las especies son
planctónicas. Las células de Olisthodiscus se han
adaptado a la vida bentónica adquiriendo una forma
muy aplanada; el flagelo frontal arrastra a la célula
hacia delante y el posterior se proyecta hacia atrás y
se adhiere a las superficies sólidas, incluso al portaobjetos cuando se examinan ejemplares al microscopio óptico. La célula se desliza sin rotar a lo largo de
la superficie. Las células, similares en cierto modo a
Heterosigma, son menos aplanadas y rotan alrededor del eje longitudinal mientras nadan. No hay información disponible sobre mortandad de peces causadas por Olisthodiscus, pero hay datos preliminares
que muestran que es hemolítica (J. Throndsen, com.
pers.), por lo que su potencial tóxico debería ser evaluado. Las dimensiones celulares de la especie son
de 15-25 µm de longitud y 10-16 µm de anchura.
Clase Pelagophyceae
Clase Dictyochophyceae (Silicoflagelados)
Dictyocha spp.
Fig. 5
Se ha señalado en ocasiones a los silicoflagelados
como causantes de mortandad de peces. La fase desnuda de los silicoflagelados no está considerada como
tóxica (Moestrup & Thomsen, 1990; Henriksen e t
al., 1993) (ver diferencias morfológicas entre esta
fase y las rafidofíceas en la sección sobre estas últimas). Sin embargo, la fase esqueletal de los
silicoflagelados puede causar lesiones de tejidos delicados, tales como el epitelio de las agallas, de algunos peces. En ciertos casos estas lesiones conducen
a un aumento de la producción de mucílago por las
células epiteliales, interfiriendo así con el intercambio gaseoso, y causando la asfixia del pez por falta
de oxígeno. Un efecto similar lo pueden producir las
diatomeas que poseen largas espinas o setas. En nin-
Aureococcus anophagefferens Hargraves &
Sieburth
Las pelagofíceas fueron anteriormente clasificadas como crisofíceas. Las microalgas unicelulares
similares a las crisofíceas raras veces causan problemas en los ecosistemas marinos. La única especie nociva conocida es Aureococcus anophagefferens, cuyas diminutas células esféricas, carentes
de flagelos, forman espectaculares floraciones en la
costa este de Estados Unidos. No se ha identificado
ninguna substancia tóxica en Aureococcus y los problemas surgen aparentemente cuando las condiciones ambientales son óptimas para el crecimiento de
esta especie, y sobrecompite a los otros organismos
del fitoplancton. Sus células no son consumidas por
los mejillones y una vez desarrollada la floración, prácticamente monoespecífica, de Aureococcus, los
filtradores pueden llegar a morir de inanición.
INDICACIONES
A
B
ÚTILES PARA LA IDENTIFICACIÓN
A. anophagefferens no ha sido citada hasta la
fecha en América del Sur, pero podría estar presente. Los caracteres empleados para el diagnóstico de
la especie son escasos, ya que carece de apéndices
y de escamas. Las células miden 1.5-2 µm de diámetro, con un sólo cloroplasto y núcleo (Sieburth et al.,
1988).
Fig. 5. El silicoflagelado Dictyocha speculum. A) Fase desnuda,
que mide 10-15 µm de diámetro (c, cloroplasto; fl, flagelo; n,
núcleo; v, vacuola; la flecha indica la dirección en que nada). B)
Fase con esqueleto, que mide 35 -55 µm entre las puntas de las
dos espinas más largas (c, cloroplasto; fl, flagelo; t, tentáculo).
Tomado de Moestrup & Thomsen (1990).
CAPÍTULO 6: FITOFLAGELADOS POTENCIALMENTE TOXÍGENOS EN EL CONO SUR AMERICANO
162
el haptonema desempeña una función en el proceso
de toma del alimento. Las partículas alimenticias (bacterias o pequeños eucariontes) se adhieren al
haptonema, que se mantiene estirado delante de la
célula durante la natación. En Chrysochromulina
hirta, uno de los casos mejor estudiados, el alimento
se mueve a lo largo de la superficie del haptonema
hasta llegar a un punto situado a unos pocos µm del
cuerpo de la célula (Kawachi et al., 1991). Una vez
acumulada una cantidad suficiente de comida en este
punto, la partícula alimenticia total se traslada hacia
la punta del haptonema, que se dobla hacia atrás hasta
alcanzar el extremo posterior de la célula, lugar donde es incorporada por fagocitosis formando una
vacuola alimenticia. En especies cubiertas de largas
espinas, como Chrysochromulina spinifera, las partículas alimenticias son capturadas por las espinas,
que las transfieren después al haptonema donde son
procesadas a continuación, al igual que en C. hirta
(Kawachi & Inouye, 1995). En especies con
haptonema corto (por ej. Prymnesium), es posible
que la toma de alimento se haga mediante un mecanismo distinto, pero todavía se desconocen los detalles. En Prymnesium, el haptonema parece tener una
función diferente, y su extremo se fija a otros objetos
tales como algas filamentosas, el portaobjetos, etc.
En tales casos el haptonema parece funcionar como
un orgánulo de fijación.
Las células de las haptofitas aparecen a menudo
cubiertas de escamas orgánicas cuya función es aún
un misterio. Las escamas más grandes se pueden
distinguir al microscopio óptico, especialmente si se
dispone de contraste de fase, o de sistema Nomarski
(contraste de interfase diferencial o DIC). En otros
casos resulta imposible visualizar las escamas en las
células vivas. Algunas escamas orgánicas pueden tener un borde de material calcificado. Al igual que
otras escamas, estos «cocolitos» son muy pequeños,
pero normalmente los verdaderos cocolitos se pueden distinguir claramente al microscopio óptico. En
unas pocas especies, como Emiliania huxleyi, la
célula está cubierta de cocolitos que no tienen una
placa basal orgánica.
INDICACIONES
ÚTILES PARA LA IDENTIFICACIÓN DE
LAS HAPTOFITAS
Es esencial que el material se fije cuidadosamente
si se quieren retener los flagelos y el haptonema. Si
el lugol añadido es insuficiente, el haptonema, o los
flagelos, o ambos, se desprenden, con lo que la iden-
tificación resulta imposible, ya que las células son entonces idénticas a las crisofitas. En los ambientes
marinos las crisofitas son poco comunes, y las pequeñas células que se observan de color amarillento,
con dos cloroplastos parietales, son casi siempre
haptofitas que han sido fijadas de forma precaria. A
veces es posible ver algunos tipos de escamas en la
superficie celular si se fijan y secan las células en un
cubreobjetos. Una vez secas (preferentemente en
una estufa, a aproximadamente 40°C, para acelerar
el secado), el cubreobjetos con las células adheridas
se sumerge cuidadosamente en agua alcalina durante un corto período de tiempo a fin de remover los
cristales de sal que se forman durante el secado. Después de un segundo secado, se monta el cubreobjetos,
con el material hacia abajo, apoyado en tres o cuatro
«patas»: por ej., diminutas astillas de cubreobjetos.
La preparación completa puede quedar hecha de forma permanente bordeándola con esmalte de uñas. El
material se puede examinar entonces utilizando un
objetivo de inmersión (100 X) y contraste de fase o
sistema Normanski. De esta forma, algunas de las
escamas previamente invisibles se vuelven visibles
al microscopio óptico. Se puede obtener una mejor
resolución y una identificación más fiable si se preparan «montajes completos» para examinar al microscopio electrónico de transmisión o, en el caso de
cocolitos, al microscopio electrónico de barrido. En
muchos casos, la identificación precisa a nivel de especie requiere observaciones al microscopio electrónico de transmisión de los montajes completos, ya
sean teñidos o sombreados.
CRECIMIENTO
Debido a que son células pequeñas, las haptofitas
por lo general, pueden multiplicarse rápidamente, siendo común observar tasas de 1 div · d -1. Estas tasas
pueden dar lugar a floraciones masivas de especies
del género Prymnesium, Phaeocystis, o
Chrysochromulina.
HAPTOFITAS CITADAS
O CON POSIBILIDADES DE
ESTAR PRESENTES EN EL CONO
SUR AMERICANO
Chrysochromulina Lackey
Fig. 6
Hasta 1988, fecha en que un florecimiento de
Chrysochromulina polylepis causó una gran mortandad de peces en la costa sur de Escandinavia, se
consideraba que las especies del género
CAPÍTULO 6: FITOFLAGELADOS POTENCIALMENTE TOXÍGENOS EN EL CONO SUR AMERICANO
166
Hallegraeff, G.M. & Y. Hara, 1995. Taxonomy of harmful
marine raphidophytes. In Hallegraeff, G.M., D.M.
Anderson & A.D. Cembella (eds.), Manual on Harmful
Marine Microalgae. IOC Manuals and Guides Nº 33,
UNESCO: 365-371.
Hara, Y. & M. Chihara, 1983. Raphidophyceae. In Adachi,
R., M. Chihara & H. Irie (eds.), Red Tide Manual, Vol.
IV. Other Algae. Red Tide Research Group, Tokyo: 5569 (in Japanese).
Henriksen, P., F. Knipschildt, Ø. Moestrup & H.A. Thomsen,
1993. Autecology, life history and toxicology of the
silicoflagellate Dictyocha speculum (Silicoflagellata,
Dictyochophyceae). Phycologia 32: 29-39.
Horiguchi, T., 1996. Haramonas dimorphagen. et sp. nov.
(Raphidophyceae), a new marine raphidophyte from
Australian mangrove. Phycol. Res. 44: 143-150.
Jensen, M.Ø., 1998. A new method for fixation of
unmineralized haptophytes for TEM (whole mount)
investigations. J. Phycol. 34: 558-560.
Kawachi, M., I. Inouye, O. Maeda & M. Chihara, 1991. The
haptonema as a food-capturing device: observations
on Chrysochromulina hirta (Prymnesiophyceae).
Phycologia 30: 563-573.
Kawachi, M. & I. Inouye, 1995. Functional roles of the
haptonema and the spine scales in the feeding process
of Chrysochromulina spinifera (Fournier) Pienaar et
Norris (Haptophyta=Prymnesiophyta). Phycologia 34:
193-200.
Larsen, A., 1999. Prymnesium parvum and P. patelliferum
(Haptophyta) – one species. Phycologia 38: 541-543.
Moestrup, Ø., 1979. Idenfication by electron microscopy
of marine nanoplankton from New Zealand, including
the description of four new species. N. Z. J. Bot. 17: 6195.
Moestrup, Ø., 1984. Further studies onNephroselmis and
its allies (Prasinophyceae). II. Mamiella gen. nov.,
Mamiellaceae fam. nov., Mamiellales ord. nov. Nord. J.
Bot. 4: 109-121.
Moestrup, Ø. & H.A. Thomsen, 1980. Preparation of
shadow-cast whole mounts. In Gantt, E. (ed.),
Handbook of Phycological Methods. Developmental
and Cytological Methods. Cambridge University
Press: 385-390.
Moestrup, Ø. & H.A. Thomsen, 1990.Dictyocha speculum
(Silicoflagellata, Dictyochophyceae), studies on
armoured and unarmoured stages. Biol. Skr. 37: 1-57.
Moestrup, Ø. & H.A. Thomsen, 1995. Taxonomy of toxic
haptophytes (prymnesiophytes). In Hallegraeff, G.M.,
D.M. Anderson & A.D. Cembella (eds.), Manual on
Harmful Marine Microalgae. IOC Manuals and Guides
Nº 33, UNESCO: 319-338.
Nygaard, K. & A. Tobiesen, 1993. Bacterivory in algae: a
survival strategy during nutrient limitation. Limnol.
Oceanogr. 38: 273-279.
Odebrecht, C. & P.C. Abreu, 1995. Raphidophycean in
southern Brazil. Harmful Algae News 12/13, IOC of
UNESCO: 4.
Paasche, E., B. Edvardsen & W. Eikrem, 1990. A possible
alternate stage in the life cycle of Chrysochromulina
polylepis Manton et Parke (Prymnesiophyceae). Nova
Hedwigia, Beih 100: 91-99.
Pienaar, R.N. & M. Birkhead, 1994. Ultrastructure of
Prymnesium nemamethecum sp. nov. (Prymnesiophyceae). J. Phycol. 30: 291-300.
Sieburth, J. McN., P.W. Johnson & P.E. Hargraves, 1988.
Ultrastructure and ecology of A u r e o c o c c u s
anophagefferens gen. et sp. nov. (Chrysophyceae): the
dominant picoplankter during a bloom in Narragansett
Bay, Rhode Island, summer 1985. J. Phycol. 24: 416425.
Smayda, T. J., 1998. Ecophysiology and bloom dynamics
of Heterosigma akashiwo (Raphidophyceae). In
Anderson, D.M., A.D. Cembella & G.M. Hallegraeff
(eds.), Physiological Ecology of Harmful Algal Blooms.
Springer-Verlag, Berlin Heidelberg: 113-131.
Vaulot, D., J.L. Birrien, D. Marie, R. Casotti, M.J.W. Veldhuis,
G.W. Kraay & M.-J. Chrétiennot-Dinet, 1994.
Morphology, ploidy, pigment composition, and genome
size of cultured strains of Phaeocystis (Prymnesiophyceae). J. Phycol. 30: 1022-1035.
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
167
CAPÍTULO 7: DIATOMEAS POTENCIALMENTE TOXÍGENAS DEL
CONO SUR AMERICANO
MARTHA E. FERRARIO, EUGENIA A. SAR & SILVIA E. SALA
Departamento Científico de Ficología, Facultad de Ciencias Naturales y Museo, Universidad Nacional de
La Plata, Paseo del Bosque s/n, 1900 La Plata, Argentina.
INTRODUCCIÓN ......................................................................................................... 169
EL GÉNERO PSEUDO-NITZSCHIA PERAGALLO ...................................................... 170
Características morfológicas que permiten diferenciar las especies del género Pseudo-nitzschia ..... 171
Clave de las especies toxígenas de Pseudo-nitzschia.............................................................. 171
ESPECIES REGISTRADAS PARA EL CONO SUR AMERICANO ................................ 171
Pseudo-nitzschia australis Frenguelli ................................................................................ 171
OBSERVACIONES NOMENCLATURALES ....................................................................................... 172
DISTRIBUCIÓN ................................................................................................................... 172
PRODUCCIÓN DE AD........................................................................................................... 172
DATOS ECOLÓGICOS ............................................................................................................ 174
COMPARACIÓN CON LAS ESPECIES MÁS AFINES ........................................................................... 174
Pseudo-nitzschia delicatissima (P.T. Cleve) Heiden in Heiden & Kolbe ................................. 175
DISTRIBUCIÓN ................................................................................................................... 176
PRODUCCIÓN DE AD........................................................................................................... 176
DATOS ECOLÓGICOS ............................................................................................................ 176
COMPARACIÓN CON LAS ESPECIES MÁS AFINES ........................................................................... 176
Pseudo-nitzschia fraudulenta (P.T. Cleve) Hasle ................................................................ 176
DISTRIBUCIÓN ................................................................................................................... 178
PRODUCCIÓN DE AD........................................................................................................... 178
DATOS ECOLÓGICOS ............................................................................................................ 178
COMPARACIÓN CON LAS ESPECIES MÁS AFINES ........................................................................... 178
Pseudo-nitzschia multiseries (Hasle) Hasle ....................................................................... 179
OBSERVACIONES ................................................................................................................. 179
DISTRIBUCIÓN ................................................................................................................... 179
PRODUCCIÓN DE AD........................................................................................................... 180
DATOS ECOLÓGICOS ............................................................................................................ 181
COMPARACIÓN CON LAS ESPECIES MÁS AFINES ........................................................................... 181
Pseudo-nitzschia pseudodelicatissima (Hasle) Hasle .......................................................... 182
OBSERVACIONES ................................................................................................................. 182
DISTRIBUCIÓN ................................................................................................................... 182
PRODUCCIÓN DE AD........................................................................................................... 182
DATOS ECOLÓGICOS ............................................................................................................ 182
COMPARACIÓN CON LAS ESPECIES MÁS AFINES ........................................................................... 184
Pseudo-nitzschia pungens (Grunow ex P.T. Cleve) Hasle ..................................................... 184
CAPÍTULO 7: D IATOMEAS POTENCIALMENTE TOXÍGENAS DEL CONO SUR AMERICANO
168
DISTRIBUCIÓN ................................................................................................................... 186
PRODUCCIÓN DE AD........................................................................................................... 186
DATOS ECOLÓGICOS ............................................................................................................ 186
COMPARACIÓN CON LAS ESPECIES MÁS AFINES ........................................................................... 187
Pseudo-nitzschia turgidula (Hustedt) Hasle ....................................................................... 187
OBSERVACIONES ................................................................................................................. 188
DISTRIBUCIÓN ................................................................................................................... 188
PRODUCCIÓN DE AD........................................................................................................... 188
DATOS ECOLÓGICOS ............................................................................................................ 188
COMPARACIÓN CON LAS ESPECIES MÁS AFINES ........................................................................... 188
ESPECIE NO REPORTADA FEHACIENTEMENTE PARA EL CONO SUR AMERICANO
................................................................................................................................. 189
Pseudo-nitzschia seriata (Grunow ex P.T. Cleve) H. Peragallo .............................................. 189
OBSERVACIONES NOMENCLATURALES ....................................................................................... 189
DISTRIBUCIÓN ................................................................................................................... 189
PRODUCCIÓN DE AD........................................................................................................... 189
DATOS ECOLÓGICOS ............................................................................................................ 190
AMPHORA COFFEAEFORMIS MENCIONADA COMO PRODUCTORA DE ACIDO
DOMOICO ............................................................................................................... 190
BIBLIOGRAFÍA ........................................................................................................... 190
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
169
DIATOMEAS POTENCIALMENTE TOXÍGENAS DEL CONO SUR
AMERICANO
MARTHA E. FERRARIO, EUGENIA A. SAR & SILVIA E. SALA
Departamento Científico de Ficología, Facultad de Ciencias Naturales y Museo, Universidad Nacional de
La Plata, Paseo del Bosque s/n, 1900 La Plata, Argentina.
INTRODUCCIÓN
Hasta hace pocos años los registros de eventos
de intoxicación causados por microalgas planctónicas
marinas estuvieron restringidos, en forma casi exclusiva, a los dinoflagelados. Sin embargo, episodios ocurridos más recientemente en áreas costeras permitieron establecer que otros grupos tales como
diatomeas, primnesiofíceas y rafidofíceas también son
capaces de producir este tipo de eventos.
El primer episodio de intoxicación asociado a la
presencia de diatomeas data de 1987 y se produjo en
la Isla Príncipe Eduardo, en la costa este de Canadá.
A raíz de este suceso murieron tres personas y alrededor de ciento cinco presentaron síntomas agudos
de envenenamiento a consecuencia del consumo de
bivalvos (Bates et al., 1989). Estos síntomas fueron
desórdenes gastrointestinales en los casos leves, desórdenes neurológicos, trastornos del equilibrio, desorientación, pérdida permanente de la memoria de
corto plazo, en los casos severos, llegando incluso a
la muerte del paciente (Todd, 1993). El síndrome de
intoxicación fue denominado Amnesic Shellfish
Poisoning (Envenenamiento Amnésico de Moluscos)
aludiendo a uno de los síntomas característicos y al
organismo vector. Las investigaciones llevadas a cabo
durante este episodio, demostraron que el agente
causante fue Nitzschia pungens f. multiseries Hasle,
actualmente denominada Pseudo-nitzschia
multiseries (Hasle) Hasle y que el bivalvo que actuó
como vector fue el mejillón azul, Mytilus edulis. La
toxina implicada fue el ácido domoico (AD), un
aminoácido previamente aislado de varias especies
de macroalgas pertenecientes a la División
Rhodophyta (Subba Rao et al., 1988; Bates et al.,
1989, 1995; Bates, 1998).
Estudios ulteriores demostraron que otras especies del género marino Pseudo-nitzschia H.
Peragallo, tales como P. australis Frenguelli, P.
delicatissima (P.T. Cleve) Heiden in Heiden & Kolbe,
P. fraudulenta (P.T. Cleve) Hasle, P.
pseudodelicatissima (Hasle) Hasle, P. pungens
(Grunow ex P.T. Cleve) Hasle, P. seriata (Grunow
ex P.T. Cleve) H. Peragallo y P. turgidula (Hustedt)
Hasle han estado relacionadas con la producción de
AD en el medio natural y/o en laboratorio. Recientemente Sarno & Dahlmann (2000) han detectado la
toxina en cepas de P. multistriata aisladas en el Golfo de Nápoles.
Hasta hace poco tiempo se pensaba que la producción de AD estaba restringida a especies de
diatomeas marinas. Sin embargo Kotaki et al. (2000)
determinaron que una cepa de Nitzschia navisvaringica, una nueva especie para la ciencia erigida
por Lundholm & Moestrup (2000), aislada de un cultivo de camarón en una laguna salobre de Vietnam,
era también productora de esta toxina. Otra diatomea,
identificada como Amphora coffeaeformis (Agardh)
Kützing, fue citada como productora de AD por
Shimizu et al. (1989) y Maranda et al. (1990) durante el episodio sucedido en la Isla Principe Eduardo.
Sin embargo no existen reportes ulteriores que
involucren a esta u otra especie del género Amphora
en la producción de la toxina.
Varias especies del grupo bajo análisis, han sido
señaladas como nocivas a pesar de no producir toxinas. Entre ellas se incluyen las que, en altas concentraciones, generan un medio anóxico que produce
mortandad masiva de organismos marinos, o las que
generan compuestos ricos en proteínas formando
barreras que afectan a la migración de peces. Algunos taxa que producen estos problemas son:
Coscinodiscus concinnus Wm. Smith, C. centralis
Ehr., en el Mar del Norte; Thalassiosira mala Takano
en la Bahía de Tokio, Japón y Cerataulina pelagica
(Cleve) Hendey en la costa este de Nueva Zelanda
(Hasle & Fryxell, 1995). Además, especies cuyos
frústulos poseen estructuras punzantes, lesionan los
CAPÍTULO 7: D IATOMEAS POTENCIALMENTE TOXÍGENAS DEL CONO SUR AMERICANO
170
tejidos y membranas branquiales de peces por acción mecánica, causándoles la muerte, lo que es particularmente grave desde el punto de vista económico cuando son mantenidos en sistemas de cultivo.
Pueden mencionarse dentro de este grupo especies
del género Chaetoceros tales como, Ch. convolutus
Castracane, Ch. concavicornis Manguin y Ch.
danicus Cleve (Horner et al., 1997; Rensel, 1993).
Eventos provocados por alguna de estas especies han
producido pérdidas de varios millones de dólares en
Japón, Canadá, Nueva Zelanda, Noruega y en el
Cono Sur, en Chile.
La mayoría de las diatomeas señaladas como
potencialmente toxígenas han sido halladas en ambientes costeros de Argentina (Sar et al., 1998;
Ferrario et al., 1999; Negri & Inza, 1998) y del resto
del Cono Sur Americano (Odebrecht et al., 2001;
Rivera, 1985; Villac & Tenenbaum, 2001). Asimismo se ha detectado la presencia de AD en la región,
sin que hasta el presente se hayan registrado eventos de intoxicación vinculados a este veneno.
El objetivo de este capítulo es hacer una puesta
al día sobre diatomeas marinas toxígenas presentes
en el Cono Sur Americano y brindar información sobre taxonomía, morfología, distribución y eventos de
intoxicación relacionados con este grupo de
microalgas. Es nuestra aspiración que este trabajo
sirva como consulta a quienes tienen bajo su responsabilidad programas de seguimiento, que no siempre
son taxónomos experimentados. Para facilitar la correcta identificación de las especies involucradas en
FAN, incluímos una clave con los caracteres diferenciales de las especies productoras de AD, complementada con descripciones e ilustraciones de cada
una de ellas y comparaciones con especies afines.
EL GÉNERO PSEUDO-NITZSCHIA
PERAGALLO
El género Pseudo-nitzschia fue erigido por
Peragallo en el año 1900 (Peragallo & Peragallo,
1897-1908) sobre la base de Nitzschia seriata Cleve,
N. fraudulenta Cleve y N. sicula Castracane, sin
que el autor designara una especie tipo. Fryxell et al.
(1991) escogieron de estas tres especies a P. seriata
(Cleve) Peragallo como lectotipo del género. Hustedt
(1958) consideró al género Pseudo-nitzschia como
un grupo del género Nitzschia Hassall. Este criterio
fue más tarde compartido por Hasle (1965), quien
delimitó dentro de la sección Pseudo-nitzschia dos
complejos a los que denominó «complejo Nitzschia
seriata» y «complejo Nitzschia delicatissima». El
primer grupo está caracterizado por reunir las formas más robustas y anchas, con un eje transapical
mayor de 3 µm y el segundo grupo por reunir las
formas más delicadas y estrechas, con un eje
transapical menor de 3 µm. Un criterio similar había
sido utilizado por Proschkina-Lavrenko (1955) para
diferenciar las especies de este grupo en el Mar
Negro. Recientemente Hasle (1993, 1994), restableció el género Pseudo-nitzschia, enmendó su descripción y transfirió a él 15 especies y 2 formas del
género Nitzschia.
Los principales caracteres que delimitan el género Pseudo-nitszchia son: el hábitat exclusivamente
planctónico-marino, el tipo de colonia escalariforme
que resulta de la superposición de los extremos de
las células contiguas, la localización del rafe a nivel
de la superficie valvar, la ausencia de poroides en las
paredes del canal y la ausencia de conopeum. Las
células son alargadas, fusiformes a estrechamente
lanceoladas y con dos cloroplastos situados en su parte
central.
Los géneros más relacionados con Pseudonitzschia son Nitzschia Hassall y Fragilariopsis
(Hustedt) Hasle, que fueron anteriormente considerados secciones del género Nitzschia (Hustedt, 1958;
Hasle, 1965).
El género Nitzschia, descripto por Hassall (1845),
presenta una marcada heterogeneidad en cuanto a la
morfología del frústulo y el hábitat, que puede ser
planctónico o bentónico, en ambientes marinos, salobres y dulceacuícolas. Es un grupo con una alta diversidad específica, que comprende alrededor de 900
taxa válidamente publicados (Mann, 1986). Dentro
del género Nitzschia , Mann (1986) delimita el
subgénero Nitzschia que contiene a la especie tipo,
N. sigmoidea (Nitzsch) Wm. Smith. Los caracteres
que permiten diferenciar a este subgénero de Pseudonitzschia son: frústulos fuertemente silicificados,
valvas con manto muy profundo, rafe excéntrico o
subexcéntrico situado sobre una elevación de la superficie valvar, poroides en la pared del canal del rafe,
conopeum y una banda de sílice con poroides en la
unión entre la superficie valvar y el manto distal
(Mann,1986; Hasle et al., 1996).
El género Fragilariopsis (Hustedt) Hasle 1993,
es exclusivamente marino y planctónico. Sus especies, aproximadamente 20, están principalmente res-
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
tringidas a aguas polares. Este género comparte algunos caracteres con el género Pseudo-nitzschia:
el rafe está situado a nivel de la superficie valvar, las
paredes del canal del rafe carecen de poroides y no
presentan conopeum. El tipo de colonia de
Fragilariopsis, inmóvil y en empalizada, es decir con
las células unidas total o parcialmente por su superficie valvar, permite diferenciar sencillamente a este
género de Pseudo-nitzschia.
El género Nanoneis Norris, con una única especie, N. hasleae Norris, de hábitat oceánico, es hasta
donde sabemos, el único que presenta colonias semejantes a las del género Pseudo-nitzschia. Estos
géneros tienen una morfología valvar tan diferente
que son inconfundibles incluso al microscopio óptico
(MO).
Características morfológicas que permiten
diferenciar las especies del género Pseudonitzschia
El género Pseudo-nitzschia es un componente
frecuente dentro del fitoplancton marino. Fryxell et
al. (1997) listaron 24 especies dentro de este género. Una de ellas, Pseudo-nitzschia sp, se fundó sobre la base de materiales anteriormente clasificados
dentro del «complejo Americana» (Hasle y Villac,
com. pers.). Todas estas especies comparten caracteres, algunos de los cuales son difícilmente observables al MO. El análisis al MO de material fresco y/o
tratado sólo permite realizar una identificación aproximada de las especies. Por ello, para una correcta
identificación, en la mayoría de los casos se debe
recurrir al uso del microscopio electrónico (ME) de
barrido (MEB) y/o de transmisión (MET). Con esta
idea en mente, cuando tratamos en este capítulo la
distribución de cada una de las especies registradas
para el Cono Sur Americano, consideramos prudente hacer figurar solamente aquellas citas que están
fundamentadas en análisis llevados a cabo con ME.
Estas especies se pueden diferenciar por:
1. Caracteres observables al MO en preparados
transitorios de material sin tratar:
- grado de superposición de los extremos de las
células en la colonia.
- ancho valvar.
- forma del frústulo en vista cingular y valvar.
- simetría del contorno valvar.
- forma de los extremos en vista valvar y cingular.
171
2. Caracteres observables al MO en preparados
permanentes de material tratado:
- presencia o ausencia de interespacio central.
- densidad de las estrías y fíbulas.
3.
-
Caracteres observables al ME:
número de hileras de poroides por estría.
forma y número de poroides en 1 µm.
ornamentación de las bandas.
Clave de las especies toxígenas de Pseudonitzschia
1
1’
2
2’
3
3’
4
4’
5
5’
6
6’
7
7’
Valvas con interespacio central ........................ 2
Valvas sin interespacio central ...........................5
Eje transapical mayor de 4 µm .. P. fraudulenta
Eje transapical menor de 4 µm ...........................3
Estrías con una hilera de poroides .......................
........................................ P. pseudodelicatissima
Estrías con dos hileras de poroides ....................4
Estructura delicada, estrías 36-40 en 10 µm .......
..................................................... P. delicatissima
Estructura robusta, estrías 23-28 en 10 µm ........
............................................................ P. turgidula
Estrías con dos hileras de poroides ....................6
Estrías con más de dos hileras de poroides ......7
Eje transapical mayor de 5.5 µm ..... P. australis
Eje transapical menor de 4.5 µm ..... P. pungens
Contorno valvar simétrico según el eje apical ....
......................................................... P. multiseries
Contorno valvar asimétrico según el eje apical ..
................................................................ P. seriata
ESPECIES REGISTRADAS PARA EL
CONO SUR AMERICANO
Pseudo-nitzschia australis Frenguelli
Figs. 1-6
Frenguelli, 1939: 217, lam. 2, fig.13; Hasle, 1965: 11,
lam. 4, figs. 3-4; lam. 5, figs.1-6; lam. 6, fig.1; Sar et
al., 1998: 183-185, fig. 1.
Sinónimo: Nitzschia pseudoseriata Hasle 1965.
Holotipo: ilustración Frenguelli, 1939, lam. 2, fig.13.
Isotipo: serie 397, preparados 1 y 2. Colección
Frenguelli «Diatomeas Argentinas».
Localidad tipo: Golfo San Matías (42º15´ S, 62º13´
W), Provincia de Río Negro, Argentina.
Las colonias son en escalera, formadas por superposición de los extremos valvares en 1/3 a 1/4 del
largo total de las células. Los frústulos son muy
silicificados, linear-lanceolados, con ápices agudos en
vista cingular y subrostrados en vista valvar. La val-
CAPÍTULO 7: D IATOMEAS POTENCIALMENTE TOXÍGENAS DEL CONO SUR AMERICANO
172
va presenta lados paralelos en su parte media en los
especímenes de mayor tamaño. Los especímenes de
pequeña talla pueden ser asimétricos respecto del eje
apical presentando uno de los lados recto. El eje apical
es de 70 a 110 µm y el eje transapical de 6.5 a 10 µm.
La superficie valvar presenta estrías e interestrías,
visibles incluso en montajes con agua y un rafe excéntrico sin interespacio central. El número de estrías y el de fíbulas es aproximadamente el mismo,
12-19 en 10 µm. Al MEB se observa que las estrías
están formadas por dos hileras de poroides circulares, 4-5 en 1 µm, separadas por un espacio liso. Algunas veces puede aparecer un poroide aislado próximo al canal del rafe, entre las hileras de areolas de
una estría. Las interestrías son internamente elevadas y coinciden con las fíbulas, su patrón de distribución varía en los extremos valvares.
El manto valvar es bajo, con estrías de 3 a 4
poroides de alto. La cintura está formada por 4 bandas, la valvocopula es más angosta y lisa y el resto
presenta estrías, 19-20 en 10 µm, con más de dos
hileras de poroides.
traron en varios puntos de la costa oeste del Pacífico
de EEUU y Hernández-Becerril (1998) en áreas
costeras del Pacífico mejicano.
En el Cono Sur Americano, P. australis ha sido
registrada al sur de Brasil, en la Laguna de los Patos
(Rio Grande do Sul) por Odebrecht et al. (2001), en
aguas costeras del litoral argentino por Frenguelli
(1939), Hasle (1965), Negri & Inza (1998), Sar et al.
(1998), Ferrario et al. (1999) y Sastre et al. (2001) y
a lo largo de la costa Chilena, 36º- 41ºS, por Rivera
(1985).
En el catálogo de Ferrario & Galván (1989) P.
seriata (Cleve) H. Peragallo figura con numerosas
citas para las costas de Argentina. Dado que todas
ellas fueron realizadas en base a análisis efectuados
con MO, que esta especie es semejante a P. australis
con este nivel de resolución y que no hay ninguna
cita fehaciente de P. seriata en el Hemisferio Sur,
consideramos que es altamente probable que estas
citas sean erróneas y que correspondan a P. australis.
En tal caso la especie se distribuiría entre el Norte de
la Provincia de Buenos Aires y el Sur de Tierra del
Fuego.
OBSERVACIONES NOMENCLATURALES
Esta especie fue creada por Frenguelli en 1939,
sobre la base de material proveniente del Golfo San
Matías, Provincia de Río Negro, 42º52' S; 64º59' W,
sin designar material tipo. Sar et al. (1998), basados
en el Código Internacional de Nomenclatura Botánica (ICBN), artículos 7.2 y 9.1 (Greuter et al., 2000)
designaron la ilustración que acompaña a la diagnosis, como holotipo de P. australis. Una revisión al
microscopio óptico de los materiales de las series 382
y 397 correspondientes al trabajo de 1939, depositados en la Colección Frenguelli, demostró que P.
australis fue asignada erróneamente a la serie 382.
La especie fue encontrada en los preparados de la
serie 397, los que fueron designados como isotipos, y
el punto donde fue recogida la muestra pertinente
fue designado como localidad tipo.
DISTRIBUCIÓN
Hasle (1972) señaló que P. australis estaba
circunscripta a aguas costeras del Hemisferio Sur,
donde había sido reportada para Chile, Perú, Argentina, Africa Sudoccidental y Nueva Zelanda. Sin
embargo Horner & Postel (1993), Lange et al. (1994),
Villac et al. (1993a) y Fryxell et al. (1997) la encon-
PRODUCCIÓN DE AD
En un episodio ocurrido en septiembre de 1991,
en la Bahía de Monterey, California, se reportó por
primera vez a Pseudo-nitzschia australis como especie productora de AD (Garrison et al., 1992; Buck
et al.,1992; Fritz et al.,1992). Este caso tuvo características diferentes al anterior en el que se registró
mortandad de organismos por intoxicación con AD.
La toxina no afectó al hombre sino a aves marinas
como pelícanos (Pelecanus occidentalis) y
cormoranes (Phalacrocorax penicillatus), cuya
fuente principal de alimentación es la anchoita
(Engraulis mordax), que fue en esta ocasión el organismo vector (Fritz et al., 1992; Work et al., 1993).
En octubre y noviembre del mismo año, se detectó la presencia de AD en las costas de California,
Oregon y Washington. Taylor & Horner (1994), sugirieron que este evento pudo haber sido causado por
floraciones de P. australis. En este episodio fueron
afectadas personas que habían consumido navajas
de mar (Siliqua patula ) y cangrejos (Cancer
magister) en los que se hallaron altas concentraciones de AD. Esto motivó la clausura de la pesca comercial y recreacional en el área afectada.
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
173
1
2
3
4
Figs. 1-4. Pseudo-nitzschia australis. Fig. 1. (MO). Aspecto general de la valva. Figs. 2-4. (MEB). Fig. 2. Aspecto general de la valva
en vista interna. Fig. 3. Vista interna de uno de los extremos valvares. Fig. 4. Vista interna de las estrías centrales compuestas por dos
hileras de poroides. Escalas: Figs. 1-2 = 10 µm; Figs. 3-4 = 2 µm.
CAPÍTULO 7: D IATOMEAS POTENCIALMENTE TOXÍGENAS DEL CONO SUR AMERICANO
174
P. australis fue posteriormente asociada a niveles bajos de AD y a intoxicaciones leves de humanos
en Los Ángeles, Oregon y en la boca del Río Columbia (Anónimo, 1991). Los test de laboratorio llevados
a cabo sobre clones aislados de algunos de los lugares antes mencionados dieron positivo para AD (Villac
et al., 1993 a).
A fin de establecer la distribución espacio-temporal de las especies de Pseudo-nitzschia en la costa oeste de EEUU, Lange et al. (1994) y Fryxell et
al. (1997) llevaron a cabo una revisión de datos históricos correspondientes a tres períodos de tiempo,1920-43, 1960-90 y 1991-96. En las conclusiones
del análisis estos autores indicaron que P. australis
había estado presente en primavera/verano en el
plancton marino al sur de California y señalaron que
los materiales determinados como P. seriata correspondían a P. australis.
Buck et al. (1992) comentaron que las grandes
mortandades de pelícanos ocurridas en los meses de
otoño de 1971, 1976 y 1981, a las que no se había
encontrado explicación en su momento, podrían deberse también a intoxicación con AD producido por
P. australis.
Recientemente se ha registrado por primera vez
la muerte de mamíferos marinos por efecto del AD
que estuvo asociada a una floración de P. australis,
ocurrida en la Bahía de Monterey, California (Scholin,
1999; Scholin et al., 2000).
Hasta el presente, ésta es la especie responsable
de la mayor parte de los episodios de intoxicación
con AD en la costa oeste de EEUU y la causante de
vedas al consumo de bivalvos (Anónimo, 1991). En
Nueva Zelanda, fueron registradas floraciones de P.
australis asociadas con la presencia de AD entre
los años 1993 y 1996 (Rhodes et al., 1996).
En el Cono Sur Americano el primer hallazgo de
AD producido por una diatomea fue realizado por
López y colaboradores, en la X Región (Chile), en
marzo de 1997 (comunicado en el «Segundo Taller
de Floraciones de Algas Nocivas» Valparaíso, Chile,
1998). La especie productora fue P. australis y el
veneno fue detectado en almejas (Venus antiqua).
Los valores de AD determinados, 13 a 15.7 µg · g -1
de carne de molusco, fueron inferiores a los establecidos como límite regulatorio para consumo humano
(20 µg · g -1). Las muestras de fitoplancton fueron
colectadas en la capa superficial de la columna de
agua en enero, febrero y marzo. El número de células por litro encontrado fue de 50500, 102400 y 15500
respectivamente, valores que estuvieron positivamente
correlacionados con las concentraciones de AD.
Recientemente Montoya y colaboradores detectaron la presencia de AD en la Zona Común de Pesca Argentino-Uruguaya en el mes de julio de 2000,
en muestras de fitoplancton, de mejillón (Mytilus
edulis) y de anchoíta (Engraulis anchoita). La especie productora fue P. australis y los valores detectados fueron 7.7 µg · g -1 de tejido en mejillón y 4.9
µg · g -1 de tejido y 76.6 µg · g -1 de contenido
gastrointestinal en anchoíta (Negri, com. pers.).
Walz et al. (1994) llevaron a cabo estudios sobre
las condiciones de producción de ácido domoico en
P. australis en la Bahía de Monterey, California y
sugirieron que esta especie puede ser siempre
toxígena en poblaciones naturales, independientemente
de la densidad poblacional.
DATOS ECOLÓGICOS
Hasle (1965) señaló que P. australis fue encontrada en el Pacífico Sur y en el Atlántico Sur en un
rango de temperaturas entre 6.1 y 15.6 ºC. Un estudio sobre la distribución de esta especie en la Bahía
de Monterey durante el período 1989-1991 realizado
por Buck et al. (1992) demostró que presenta un
máximo anual en otoño a temperaturas comprendidas entre los 13 y 14 ºC, salinidades entre 30 y 33 psu
y bajas concentraciones de nutrientes. Horner &
Postel (1993) observaron altas concentraciones de
P. australis en otros puntos de la costa oeste de los
EEUU durante primavera y verano.
En las costas de Argentina, P. australis fue hallada a temperaturas entre los 6 y 21.7 ºC y salinidades
entre 33.45 y 34.16 psu (Negri & Inza, 1998; Ferrario
et al., 1999; Sastre et al., 2001).
COMPARACIÓN CON LAS ESPECIES MÁS AFINES
Los taxa más relacionadas con P. australis son:
P. seriata (Cleve) H. Peragallo y P. seriata f. obtusa (Hasle) Hasle. Las diferencias sobresalientes entre estos taxa surgen del resumen de caracteres presentados para cada uno a continuación:
P. australis
- Células simétricas según el plano apical,
asimétricas en especímenes de pequeño tamaño.
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
175
5
6
Figs. 5-6. Pseudo-nitzschia australis. (MET). Fig. 5. Detalle de
uno de los extremos valvares. Fig. 6. Detalle de las estrías de la
superficie valvar, rafe y manto. Escala = 2 µm.
- Extremos valvares redondeados a subrostrados.
- Estrías con dos hileras de poroides.
- Poroides: 4-5 en 1 µm.
P. seriata
- Contorno valvar con un margen curvo y el otro
casi recto.
- Extremos valvares redondeados.
- Estrías con más de dos hileras de poroides (3-5).
- Poroides: 7-8 en 1 µm.
P. seriata f. obtusa
- Contorno valvar con un margen curvo y el otro
casi recto.
- Extremos valvares obtusos.
- Estrías con dos hileras de poroides.
- Poroides: 7-8 en 1 µm.
Hasle (1965), en la descripción original, diferencia a P. seriata f. obtusa de la forma nominal por
ser más corta (61-100 µm) y más angosta (4.5-5.5
µm), por tener extremos obtusos y por su mayor densidad de estrías (15-20 en 10 µm). Estos taxa difieren más notoriamente si se consideran caracteres
ultraestructurales, las estrías en la forma obtusa son
biseriadas, y multiseriadas en la forma nominal, sin
embargo el número de poroides por estría es el mismo en ambas. Las diferencias entre P. seriata f.
obtusa y P. australis son sutiles en cuanto a los
parámetros morfométricos y la morfología de las estrías (biseriadas en ambos taxa) y mayores en cuanto a la densidad de poroides. A nuestro entender, P.
seriata f. obtusa es más semejante a P. australis
que a P. seriata f. seriata en el tipo de estría, carácter relevante para diferenciar especies dentro del
género, por lo que consideramos necesaria la revisión de la forma.
Pseudo-nitzschia delicatissima (P.T. Cleve)
Heiden in Heiden & Kolbe
Heiden & Kolbe, 1928: 672; Hasle, 1965: 35-36, lam.
2, fig. 10; lam.15, figs.19-23, lam. 16, figs. 3-7; Hasle,
1976: 102-104, figs.1-5; Hasle et al., 1996: 144-146,
figs. 17-19, 57-61.
Basiónimo: Nitzschia delicatissima P.T. Cleve.
Sinónimo: Nitzschia actydrophila Hasle.
Neotipo: preparado etiquetado como Nitzschia
delicatissima, Helder 7/5/97; Hasle et al. (1996) fig.
23.
Localidad tipo: Atlántico, 63 10' N, 0 36 E; Spitzbergen,
Suecia.
Localidad neotipo: Helder, Holanda.
Las células están unidas formando colonias por
superposición de sus extremos en aproximadamente
1/9 del largo total. Los frústulos en ambas vistas son
estrechos, linear-lanceolados con los ápices suavemente sigmoideos. Los extremos son redondeados
en vista valvar y truncados en vista conectival. En
materiales tratados y montados en un medio con alto
índice de refracción es posible visualizar las fíbulas y
el interespacio central, que ocupa aproximadamente
el espacio de tres interestrías. El eje apical es de 42 a
66 µm y el eje transapical de 1.0-1.5 µm. La superficie valvar presenta mayor número de estrías (36-40
en 10 µm) que de fíbulas (20-23 en 10 µm). Al MEB
se observa que cada estría está formada por dos hileras de pequeños poroides de forma triangular a
hexagonal, 10-12 en 1 µm. El manto valvar es bajo
con 1 poroide de alto. Cíngulo constituído por varias
bandas: la valvocopula con una hilera de poroides
semejantes a los de la superficie valvar, otras con
diferente ornamentación y algunas lisas.
CAPÍTULO 7: D IATOMEAS POTENCIALMENTE TOXÍGENAS DEL CONO SUR AMERICANO
176
DISTRIBUCIÓN
Esta especie ha sido hallada en la costa oeste de
EEUU (Villac et al., 1993 a); en las costas de Europa, en Noruega (Hasle, 1965) y España (Fraga e t
al., 1998); en el Noroeste de África (Hasle, 1965);
en Japón (Takano & Kuroki, 1977); en Nueva Zelanda
(Rhodes et al., 1998) y en aguas Árticas y Subárticas
(Hasle & Medlin, 1990).
En el Cono Sur Americano, P. delicatissima fue
registrada en el Océano Pacífico, Chile, entre los 18º
17' S y 42º 07' S (Rivera, 1985).
PRODUCCIÓN DE AD
Smith et al. (1991) detectaron AD por primera
vez en cultivos de P. delicatissima procedentes del
Golfo de San Lorenzo, Canadá.
Durante 1994, fueron detectados niveles bajos
de AD en las costas de Newfoundland, Canadá, en
tejido de mejillones y vieiras provenientes de cultivo
y de poblaciones naturales. Bates (1997) sugirió que
si bien en este episodio el organismo productor de la
toxina no se identificó, P. delicatissima y P. seriata
podrían haber sido las causantes, ya que constituyen
un componente común del fitoplancton del área.
DATOS ECOLÓGICOS
Hasle (1965) registró a P. delicatissima en aguas
costeras de Noruega, en un amplio rango de temperatura (-1.4-18.5 ºC) y del Noroeste de África (1819 ºC).
COMPARACIÓN CON LAS ESPECIES MÁS AFINES
Los taxa más relacionadas con P. delicatissima
son: P. pseudodelicatissima (Hasle) Hasle, P. lineola
(P.T. Cleve) Hasle y P. cuspidata (Hasle) Hasle.
Las principales diferencias entre estos taxa surgen
del resumen de caracteres presentados para cada
uno a continuación:
P. delicatissima
-
Valvas linear-lanceoladas.
Eje apical: 27-88 µm.
Eje transapical: 1.0-2.2 µm.
Extremos redondeados en vista valvar y truncados en vista conectival.
- Estrías con dos hileras de poroides hexagonales y
triangulares.
- Poroides: 10-12 en 1 µm.
- Valvocopula con 1 poroide de alto.
- Con interespacio central.
P. pseudodelicatissima
Valvas lineares.
Eje apical: 48-140 µm.
Eje transapical: 1.2-2.5 µm.
Extremos aguzados en vista valvar y conectival.
Estrías con una hilera de poroides cuadrangulares.
- Poroides: 4-6 en 1 µm.
- Estrías de la valvocopula, 4-6 poroides de alto y
2-3 de ancho.
- Con interespacio central.
-
-
-
P. cuspidata
Valvas linear-lanceoladas.
Eje apical: 30-80 µm.
Eje transapical: 3 µm.
Extremos aguzados en vista valvar y aguzados,
suavemente sigmoideos en vista conectival.
Estrías con una hilera de poroides cuadrangulares.
Poroides: 5-6 en 1 µm.
Valvocopula, sin datos.
Con interespacio central.
P. lineola
Valvas lineares a ligeramente lanceoladas.
Eje apical: 56-112 µm.
Eje transapical: 1.8-2.7 µm.
Extremos redondeados a subrostrados en vista
valvar y aguzados, ligeramente sigmoideos en vista
cingular.
Estrías con una hilera de poroides circulares.
Poroides: 3-7 en 1 µm.
Valvocopula, sin datos.
Con interespacio central.
Pseudo-nitzschia fraudulenta (P.T. Cleve) Hasle
Figs. 7-12
Hasle, 1993: 318; Hasle, 1965: 15, lam. 1, figs. 2-3,
lam. 4, figs. 8-10, lam. 6, figs. 5-10, lam. 8, figs. 1-3;
Rivera, 1985: 15, figs. 43-46; Hasle et al., 1996: 144146, figs. 20, 65-69.
Basiónimo : Nitzschia fraudulenta Cleve 1897.
Sinónimo: Pseudo-nitzschia seriata var. fraudulenta (Cleve) H. Peragallo in Peragallo, H. & M.
Peragallo (1897-1908).
Localidad tipo: Plymouth Harbour.
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
177
8
7
10
9
Figs. 7-10. Pseudo-nitzschia fraudulenta. Fig. 7. (MO). Aspecto general de la valva. Figs. 8-10. (MEB). Fig. 8. Aspecto general de la
valva en vista interna. Fig. 9. Detalle de uno de los extremos valvares en vista interna. Fig. 10. Detalle del interespacio central, nódulo
y estrías formadas por dos y tres hileras de poroides. Escalas: Figs. 7-8 = 10 µm; Figs. 9-10 = 2 µm.
CAPÍTULO 7: D IATOMEAS POTENCIALMENTE TOXÍGENAS DEL CONO SUR AMERICANO
178
Lectotipo: lam. XV-21, Hasle 1994, Fig. 4.
Las colonias están formadas por superposición
de los extremos valvares en 1/6 a 1/8 del largo total
de la célula. Los frústulos son poco silicificados,
lanceolados con extremos aguzados en vista valvar y
linear-lanceolados, con extremos aguzados en vista
cingular. El eje apical es de 72 a 88 µm y el eje
transapical de 5.7 a 7.2 µm.
El número de interestrías de la valva es aproximadamente igual al número de fíbulas. Las estrías,
17-20 en 10 µm, presentan dos a tres hileras de
poroides cuadrangulares y densamente dispuestos, 6
en 1 µm. Las fíbulas, 18-20 en 10 µm, coinciden con
las interestrías de la superficie valvar y con las estrías o interestrías del manto. Los extremos valvares
presentan un patrón de distribución de estrías diferente, en uno las estrías son uniseriadas y oblicuas.
El rafe tiene un nódulo conspicuo y un interespacio
central grande de 3 a 4 estrías de largo.
11
El manto valvar tiene 1 a 2 poroides de alto. El
cíngulo esta formado por bandas estriadas y lisas. La
valvocopula presenta estrías con 10 poroides de alto.
DISTRIBUCIÓN
P. fraudulenta es cosmopolita según Hasle &
Syvertsen (1997). Fraga et al. (1998) hallaron esta
especie en la costa de Galicia. Villac (1996) en su
resumen de la distribución de las especies de Pseudonitzschia, señaló que ha sido reportada para el Mar
de Noruega, el Estrecho de Dinamarca, el Canal de
la Mancha y África. Otras citas de P. fraudulenta
son las de Rhodes et al. (1998) para Nueva Zelanda,
Hallegraeff (1994) para Australia, Takano & Kuroki
(1977) para la Bahía de Ofunato, Japón, Villac (1996)
para la Bahía de Monterey y Hernández-Becerril
(1998) para las costas del Pacífico en México.
En el Cono Sur Americano esta especie ha sido
reportada para los 44º S en costas de Chile por Hasle
(1972) y entre los 18º 20’S y los 53º 50’S por Rivera
(1985). En Brasil fue registrada en las costas de Río
Grande, Laguna de los Patos (Odebrecht et al., 2001)
y en Argentina fue mencionada para la costa de la
Provincia de Buenos Aires (Ferrario et al., 1999).
PRODUCCIÓN DE AD
Esta especie fue recientemente incorporada a la
lista de diatomeas toxígenas por Rhodes et al. (1998)
quienes detectaron AD a partir de cepas de P. fraudulenta aisladas del Banco de Matakana, Nueva
Zelanda.
DATOS ECOLÓGICOS
12
Hasle (1965) señaló que P. fraudulenta puede
encontrarse en un amplio rango de temperatura entre los 9 ºC y los 28.5 ºC. Hallegraeff (1994) también
halló a la especie ampliamente distribuida en aguas
tropicales, 25-30 ºC, subtropicales y templadas, 8-18
ºC, de la costa australiana, como formadora de las
floraciones de primavera.
COMPARACIÓN CON LAS ESPECIES MÁS AFINES
Figs. 11-12. Pseudo-nitzschia fraudulenta (MET). Detalle de
extremos valvares y bandas con estrías. Fig. 12. Detalle del
interespacio central, nódulo, estrías y manto valvar. Escala = 2
µm.
Los taxa más relacionadas con P. fraudulenta
son: P. subfraudulenta y P. australis. Las diferencias sobresalientes entre estos taxa surgen del resumen de caracteres presentados para cada uno a continuación:
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
P. fraudulenta
- Contorno valvar lanceolado con márgenes curvos.
- Extremos valvares aguzados.
- Estrías con dos a tres hileras de poroides.
- Estrías y fíbulas en igual número.
- Poroides: 4-6 en 1 µm.
- Largo del interespacio central equivalente a 3-4
estrías.
P. subfraudulenta
- Contorno valvar linear-lanceolado con márgenes
rectos en la mayor parte de su longitud.
- Extremos valvares aguzados en vista valvar y
conectival.
- Estrías con dos hileras de poroides.
- Estrías en mayor número que las fíbulas.
- Poroides: 5-6 en 1 µm.
- Largo del interespacio central equivalente a 4-5
estrías.
P. australis
- Contorno valvar lanceolado con márgenes curvos.
- Extremos valvares redondeados a subrostrados.
- Estrías con dos hileras de poroides.
- Estrías en igual número que las fíbulas.
- Poroides: 4-5 en 1 µm.
- Sin interespacio central.
P. fraudulenta y P. subfraudulenta se diferencian principalmente por el contorno valvar y por la
relación entre el número de estrías y fíbulas en 10
µm.
Pseudo-nitzschia multiseries (Hasle) Hasle
Figs. 13-16
Hasle, 1995: 428-435, figs. 2, 4-5, 7, 9, 11-13, 17-18;
Hasle et al., 1996: 140-142, figs. 2, 7-9, 38-44; Ferrario
et al., 1999:137, 140, Figs.11-14.
Basiónimo: Nitzschia pungens f. multiseries Hasle
1974.
Sinónimo: Pseudo-nitzschia pungens f. multiseries
(Hasle) Hasle 1993.
Localidad tipo: Drøbak, Oslofjord, Noruega.
Holotipo: IMBB, Marine Botany, Department of Biology,
University of Oslo, nº16, Hasle (1995), Fig. 2.
Las colonias están formadas por superposición
de los extremos valvares en aproximadamente 1/3
del largo total de la célula. Los frústulos son linear-
179
lanceolados en vistas cingular y valvar, con extremos
puntiagudos. El eje apical es de 76 a 169 µm y el eje
transapical de 4.2 a 5.3 µm.
La superficie valvar presenta igual número de
fíbulas e interestrías, 12 a 16 en 10 µm. En preparados transitorios de material tratado, analizados con
MO, sólo es posible visualizar las fíbulas y las
interestrías. Al MEB se observa que las estrías están formadas por tres a siete hileras de poroides circulares, densamente dispuestos, 4 a 6 en 1 µm, y alternan con interestrías internamente elevadas. Las
estrías de los extremos valvares tienen una o dos hileras de poroides y un patrón de distribución diferente en cada extremo de una misma valva. El rafe es
continuo, sin interespacio central.
El manto valvar es bajo y presenta estrías semejantes a las de la superficie valvar, formadas por 3 a
4 hileras de poroides de ancho y por 2 a 3 poroides
de alto. La cintura está compuesta por bandas anchas en la parte media y muy aguzadas en los extremos, con una hilera de estrías cortas, 19 a 22 en 10
µm.
OBSERVACIONES
P. multiseries fue descripta por Hasle (1965)
como Nitzschia pungens f. multiseries y posteriormente elevada al rango de especie por la misma autora. La descripción original fue hecha sobre material procedente de cinco localidades, entre ellas
Quequén, Provincia de Buenos Aires, Argentina y
Atlántida, Uruguay.
DISTRIBUCIÓN
Esta especie es cosmopolita, ha sido hallada en
ambos hemisferios en aguas costeras del Pacífico y
del Atlántico y en el Mar Mediterráneo. A continuación mencionaremos algunas de las citas de la especie sin la pretensión de agotarlas completamente. En
el Atlántico Norte ha sido reportada para las costas
desde Nueva Inglaterra hasta el Golfo de México
(Hasle, 1972; Fryxell et al., 1990; Villarreal et al.,
1994; Parsons et al., 1999), para las costas de Galicia
(Fraga et al., 1998) y para los fiordos de Trondheims
y Oslo (Hasle, 1995). También hay registros de esta
especie en Grecia, Golfo Saronicos (Villac, 1996).
En el Océano Pacífico fue encontrada en la costa de EEUU (Fryxell et al., 1997), Japón (Takano &
CAPÍTULO 7: D IATOMEAS POTENCIALMENTE TOXÍGENAS DEL CONO SUR AMERICANO
180
14
13
15
16
Figs. 13-16. Pseudo-nitzschia multiseries. Fig. 13. (MO). Aspecto general de la valva. Figs. 14-16. (MEB). Fig. 14. Aspecto general
de la valva en vista interna. Fig. 15. Detalle de uno de los extremos valvares en vista interna. Fig. 16. Vista valvar interna. Escalas. 1314 = 10 µm; Figs. 15-16 = 2 µm.
PRODUCCIÓN DE AD
Kuroki, 1977), Korea (Fryxell et al., 1990) y Australia (Hallegraeff, 1994).
En el Atlántico Sur P. multiseries fue registrada
en la costa meridional de Brasil, Laguna de los Patos, por Odebrecht et al. (2001). Villac & Tenenbaum
(2001) hallaron materiales a los que designaron como
P. aff. multiseries en las aguas costeras de Río de
Janeiro. Ferrario et al. (1999) y Sastre et al. (2001)
reportaron la especie para aguas de la Provincia de
Chubut (Golfo San José).
Tal como señaláramos al comienzo del capítulo,
esta especie fue la causante del primer evento de
intoxicación con AD, ocurrido en la isla Príncipe
Eduardo, Canadá (Subba Rao et al., 1988; Bates et
al.,1988; Wright et al., 1989; Todd, 1993). La concentración de toxina en el organismo vector (Mytilus
edulis) llegó a 900 µg · g -1 (Addison & Steward, 1989).
Wang et al. (1993) analizaron muestras de fitoplancton
y material de cultivo de P. multiseries colectados en
el lugar del primer episodio durante una floración en
1988 y detectaron además de AD dos nuevos compuestos no tóxicos, bacillariolides I y II (eicosanoides
ciclopentanos).
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
Horner & Postel (1993) reportaron un evento
ocurrido en 1992 en las costas de Puget, Washington. Niveles bajos de AD (menores a 5 µg · g -1 ) fueron detectados en ostras y mejillones,
concomitantemente con la presencia de P. multiseries
en el área. Otros reportes sobre producción de AD
en cultivos aislados en diversas áreas del Atlántico
Norte, figuran en Reap (1991), Villarreal et al. (1994),
Manhart et al. (1995) y Villac (1996).
181
Monterey, fueron efectivamente similares a las enunciadas en el párrafo anterior (Fryxell et al., 1991;
Dickey et al., 1992).
El primer reporte de producción de AD por P.
multiseries para el Noroeste Europeo fue realizado
por Vrieling et al. (1996), quienes aislaron esta especie del Mar del Norte en Holanda.
Buck et al. (1992) consideran que P. multiseries
tiene un amplio rango de tolerancia ambiental lo que
se ve reflejado en su amplia distribución. Esta especie se encuentra en aguas frías, aún bajo cubierta de
hielo (Smith et al., 1989) y es capaz de sobrevivir en
cultivo con temperaturas de 29 a 30 ºC (Fryxell et
al., 1990). A pesar de la evidente tolerancia a la temperatura que presenta la especie, Lewis et al. (1993)
señalaron que la tasa de crecimiento en cultivo es
máxima a bajas temperaturas (5-15 ºC).
Bates e t a l . (1991) demostraron que P.
multiseries produce AD en la fase estacionaria y
senescente del cultivo, cuando las células están limitadas entre otros factores por la concentración de
silicatos y hay abundante nitrógeno disponible.
En el Golfo San José, Argentina, P. multiseries
fue hallada en todas las estaciones del año, presentando los valores máximos de abundancia en primavera y verano, a temperaturas de 12 a 17.5 ºC (Sastre et al., 2001).
Hargraves et al. (1993) estudiaron los efectos
de la exposición a diferentes niveles de UV, sobre el
crecimiento, la producción de AD y de bacillariolides
I y II, en clones de P. multiseries y de otras especies
de Pseudo-nitzschia, aislados de la Bahía
Narragansett, Rhode Island. Estos autores comprobaron que el crecimiento y la producción de
bacillariolides I y II en P. multiseries, no fueron afectados por el incremento de UV, sí lo fue en cambio la
producción de AD, que disminuyó.
COMPARACIÓN CON LAS ESPECIES MÁS AFINES
Los taxa más relacionadas con P. multiseries son:
P. pungens (Grunow ex P.T Cleve) Hasle y P. seriata
(P.T Cleve) H. Peragallo f. seriata. Las diferencias
sobresalientes entre estos taxa surgen del resumen
de caracteres presentados para cada uno a continuación:
P. multiseries
DATOS ECOLÓGICOS
Contorno valvar simétrico según el eje apical.
Extremos valvares puntiagudos.
Manto valvar con 2 a 3 poroides de alto.
Estrías formadas por más de 2 hileras de poroides
indistinguibles al MO.
- Estrías de ambos extremos valvares con número
similar de poroides y diferente patrón de distribución.
Hasle (1965) señaló que P. multiseries es una
especie estacional en aguas del Fiordo de Oslo, que
aparece en otoño y principios de invierno a temperaturas de 2 a 14 ºC y eventualmente a temperaturas
bajo cero, -1.4 ºC.
-
Observaciones de campo y experiencias de laboratorio sugieren que aguas frías y altas concentraciones de nitrógeno, estimularían el incremento de
las poblaciones de P. multiseries (Villac et al., 1993
b). Las condiciones bajo las cuales la población de
esta especie incrementó su densidad, durante los eventos sucedidos en Príncipe Eduardo y en la Bahía de
P. seriata
- Contorno valvar asimétrico según el eje apical.
- Extremos valvares redondeados.
En la costa Atlántica del Cono Sur Americano,
no hay registros de P. multiseries como productora
de AD a pesar de que la especie ha sido frecuentemente citada como componente importante del
fitoplancton marino costero.
-
P. pungens var. pungens
Contorno valvar simétrico según el eje apical.
Extremos valvares puntiagudos.
Manto valvar con 1 poroide de alto.
Estrías formadas por 2 hileras de poroides visibles al MO.
- Estrías de ambos extremos valvares desiguales,
con menor número de poroides en uno que en otro
y con diferente patrón de distribución.
CAPÍTULO 7: D IATOMEAS POTENCIALMENTE TOXÍGENAS DEL CONO SUR AMERICANO
182
- Estrías formadas por más de 2 hileras de poroides,
3-4, indistinguibles al MO.
- Manto con 2 a 3 poroides de alto.
- Estrías de ambos extremos valvares con diferente patrón de distribución.
Pseudo-nitzschia pseudodelicatissima (Hasle)
Hasle
Figs. 17-19
Hasle, 1993: 319; Hasle, 1965: 37-40, lam.14, figs. 45, lam.16, figs. 8-18, lam. 17, figs.1-16; Hasle et al.,
1996: 149-150, figs. 26-29, 76-81; Ferrario et al., 1999:
141-143, figs. 21-24.
Basiónimo: Nitzschia pseudodelicatissima Hasle
1976.
Sinónimo: Nitzschia delicatula Hasle 1965, no N.
delicatula de Skvortzow 1946.
Localidad tipo: Estrecho de Dinamarca.
Holotipo: IMBB nº 23, Hasle et al. 1996: fig. 27.
Las colonias se forman por superposición de los
extremos valvares de células contiguas, 1/8 a 1/9 del
largo total del eje apical. Los frústulos son de estructura delicada, lineares en vista valvar y lanceolados
en vista conectival, con los extremos aguzados. El
eje apical es de 48 a 100 µm y el eje transapical de
1.2 a 2 µm.
Superficie valvar con mayor densidad de estrías,
28-40 en 10 µm, que de fíbulas, 17-26 en 10 µm.
Interestrías ocasionalmente visibles, según el grado
de silicificación de la pared. Las fíbulas delimitan un
interespacio central de cuatro estrías de largo, que
es distinguible en material tratado. Al MEB se observa que cada estría está compuesta por una hilera
de grandes poroides cuadrangulares, con velo complejo, 5-6 en 1 µm.
El manto valvar posee sólo un poroide de alto, los
poroides son estructuralmente semejantes a los situados en la superficie valvar. Cíngulo compuesto por
tres bandas, ornamentadas por una hilera de poroides
semejantes a los de la valva.
DISTRIBUCIÓN
P. pseudodelicatissima tiene amplia distribución
y podría considerarse cosmopolita aunque no hay
registros fehacientes para el Sector Antártico (Hasle
& Syvertsen, 1997). Villac (1996) revisó la distribución de esta especie y señaló que fue reportada para
aguas del Atlántico de Canadá, EEUU, Golfo de
México, Mar de Noruega, Estrecho de Dinamarca y
Portugal. Hasle (1965) describió a P.
pseudodelicatissima como un elemento común en
aguas alejadas de la costa noroeste de África;
Hallegraeff (1994) la reportó para el Pacífico en la
costa de California, Columbia Británica, Tasmania y
Australia y Takano & Kuroki (1977) para la costa de
Japón. P. pseudodelicatissima fue mencionada además para el Mar Índico, Mar Adriático y Mar Ártico
(Hallegraeff, 1994) y para el Mar Negro (Davidovich
& Bates, 1998).
En el Cono Sur Americano esta especie ha sido
hallada en las costas del Pacífico, entre los 23º 50' S
y 53º 13' S (Rivera, 1985; Hasle,1965), Chile. En el
Océano Atlántico fue reportada para la costa central
y sur de Brasil (Villac & Tenenbaum, 2001; Odebrecht
et al., 2001) y para el Mar Argentino, en varios puntos de la costa de las Provincias de Buenos Aires,
Río Negro y Chubut durante todo el año (Ferrario et
al., 1999; Sastre et al., 2001).
PRODUCCIÓN DE AD
Durante 1988 se detectó AD en almejas (Mya
arenaria) y mejillón (Mytilus edulis) al Sudoeste de
la Bahía de Fundy, Canadá, en concentraciones superiores al límite regulatorio para consumo humano.
Martin et al. (1990) determinaron que el organismo
implicado en la producción de la toxina era P.
pseudodelicatissima. Hasta esa fecha esta especie
no había sido señalada como productora de AD.
En el Cono Sur Americano, Proença & Villac
(com. pers.), detectaron bajas concentraciones de AD
(67 fg · cel-1 ) en cepas de P. pseudodelicatissima
aisladas del área costera de Brasil.
OBSERVACIONES
P. pseudodelicatissima fue descripta por Hasle
en 1965 como Nitzschia delicatula, pero esta autora ya había publicado ilustraciones de la especie bajo
el nombre de Nitzschia sp. (Hasle, 1964, figs.1a-b).
DATOS ECOLÓGICOS
Hallegraeff
(1994)
encontró
a
P.
pseudodelicatissima como dominante en aguas
costeras templadas de Tasmania, en concentraciones de 6.5 ·107 cel · l -1 , y en aguas cálidas del noroeste y oeste de Australia.
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
183
18
17
19
Figs. 17-19. Pseudo-nitzschia pseudodelicatissima. Fig. 17. (MEB). Detalle del interespacio central y estrías compuestas por una
hilera de poroides. Figs. 18-19. (MET). Fig. 18. Aspecto general de la célula en vistas valvar y cingular. Fig. 19. Detalle del
interespacio central, del nódulo y de la superposición de los extremos valvares. Escalas: Figs. 17 y 19 = 2 µm; Fig. 18 = 10 µm.
CAPÍTULO 7: D IATOMEAS POTENCIALMENTE TOXÍGENAS DEL CONO SUR AMERICANO
184
Martin et al. (1993), analizaron la distribución
temporal de esta especie en el área de Bahía de Fundy,
e indicaron que P. pseudodelicatissima se encuentra durante todo el año, alcanzando su máxima concentración cuando la temperatura del agua es elevada. Sastre et al. (2001) hallaron esta especie en la
costa Patagónica en primavera y verano, las mayores concentraciones se detectaron con valores altos
de amonio, nitratos, y una elevada relación nitrógeno/fósforo.
COMPARACIÓN CON LAS ESPECIES MÁS AFINES
Los taxa más relacionadas con P.
pseudodelicatissima son: P. delicatissima (P.T
Cleve) Heiden , P. cuspidata (Hasle) Hasle y P.
lineola (P.T Cleve) Hasle. Las diferencias entre estos taxa son sutiles y en algunos casos están relacionadas con caracteres difíciles de observar aún al ME.
A fin de facilitar la comparación de P.
pseudodelicatissima con sus especies más allegadas presentamos una descripción abreviada de cada
una de ellas.
P. pseudodelicatissima
-
Valvas lineares.
Extremos aguzados en vista valvar y vista cingular.
Eje apical: 48-140 µm.
Eje transapical: 1.2-2.5 µm.
Estrías: 28-44.
Fíbulas:17-26.
Estrías con una hilera de poroides cuadrangulares.
- Poroides: 4-6 en 1 µm.
- Manto valvar con un poroide de alto.
- Estrías de la valvocopula, 4-6 poroides de alto y
2-3 de ancho.
P. delicatissima
- Valvas linear-lanceoladas.
- Extremos redondeados en vista valvar y truncados en vista conectival.
- Eje apical: 27-88 µm.
- Eje transapical: 1.0-2.2 µm.
- Estrías: 36-40 en 10 µm.
- Fíbulas: 20-23 en 10 µm.
- Estrías con dos hileras de poroides hexagonales o
triangulares.
- Poroides: 10-12 en 1 µm.
- Manto valvar con un poroide de alto.
- Valvocopula con 1 poroide de alto.
P. cuspidata
- Valvas linear-lanceoladas.
- Extremos aguzados en vista valvar.
- Extremos aguzados en vista conectival, suavemente sigmoideos.
- Eje apical: 30-80 µm.
- Eje transapical: 3 µm.
- Estrías: 36-37 en 10 µm.
- Fíbulas: 18-22 en 10 µm.
- Estrías con una hilera de poroides cuadrangulares.
- Poroides: 5-6 en 1 µm.
- Manto valvar: sin datos.
- Valvocopula: sin datos.
P. lineola
- Valvas lineares, ligeramente lanceoladas.
- Extremos redondeados-subrostrados en vista
valvar y aguzados, suavemente sigmoideos en vista
cingular.
- Eje apical: 56-112 µm.
- Eje transapical: 1.8-2.7 µm.
- Estrías: 22-28 en 10 µm.
- Fíbulas: 11-16 en 10 µm.
- Estrías con una o dos hileras de poroides circulares en el mismo espécimen.
- Poroides: 3-7 en 1 µm.
- Manto valvar: sin datos.
- Valvocopula: sin datos.
Pseudo-nitzschia pungens (Grunow ex P.T.
Cleve) Hasle
Figs. 20-24
Hasle, 1993: 319; Hasle et al., 1996: 138-140, figs. 36, 30-37; Ferrario et al., 1999: 140, figs. 15-20.
Basiónimo: Nitzschia pungens Grunow ex P.T. Cleve
1897.
Sinónimo: Nitzschia pungens var. atlantica Cleve.
Lectotipo: BRM W7/72 a, Finder: 624.4; Hasle, 1995,
fig.1.
Localidad tipo: Bahía Yeddo, Japón.
Las células forman colonias por superposición de
sus extremos valvares en aproximadamente 1/3 de
su largo total. Los frústulos son fuertemente
silicificados, linear-fusiformes, con los extremos
marcadamente aguzados en vista valvar y
lanceolados en vista cingular. El eje apical es de 86 a
145 µm y el eje transapical de 2.8 a 4.5 µm.
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
20
185
21
22
23
24
Figs. 20-24. Pseudo-nitzschia pungens. Fig. 20. (MO). Aspecto general de la valva. Figs. 21-24. (MEB). Fig. 21. Detalle de uno de los
extremos valvares en vista interna. Fig. 22. Vista valvar interna. Detalle de las estrías con dos hileras de poroides. Fig. 23. Vista valvar
externa. Detalle de la superficie valvar, rafe, manto y bandas. Fig. 24. Vista interna de uno de los extremos valvares y detalle de las
bandas. Escalas: Fig. 20 = 10 µm; Figs. 21-24 = 2.5 µm.
CAPÍTULO 7: D IATOMEAS POTENCIALMENTE TOXÍGENAS DEL CONO SUR AMERICANO
186
La superficie valvar presenta aproximadamente
el mismo número de fíbulas e interestrías, 12-18 en
10 µm. Las interestrías son visibles al MO en montajes con agua. Las estrías de la valva están formadas
por dos hileras de poroides, visibles al MO en ejemplares muy silicificados y libres de materia orgánica.
Al MEB se observa que las interestrías son internamente elevadas y las dos hileras de poroides de la
estría están separadas por un espacio hialino. Ocasionalmente se encuentra algún poroide aislado entre
las dos hileras de la estría o cercano al final de ella.
La densidad de poroides es de 3 a 4 en 1 µm. Las
estrías de ambos extremos valvares difieren en estructura, con menor número de poroides en uno. El
manto valvar es bajo, con 1 poroide de alto. El rafe
es continuo y carece de interespacio central.
(Marshall & Cohn, 1987) y en las costas de Europa,
en Portugal (Hallegraeff, 1994) y en Noruega (Hasle
et al., 1996). Según Hallegraeff (1994) también fue
citada para el noroeste de África y Navarro (1983)
la reportó para el Mar Caribe.
En el Océano Atlántico del Cono Sur Americano
la especie fue hallada en las costas de Brasil
(Odebrecht et al., 2001; Villac & Tenenbaum, 2001)
y en las de Argentina en las Provincias de Buenos
Aires, Río Negro y Chubut (Negri & Inza, 1998;
Ferrario et al., 1999; Sastre et al., 2001). Según
Hallegraeff (1994) P. pungens fue reportada también para el Océano Pacífico, en las costas de Perú
y Chile.
PRODUCCIÓN DE AD
El cíngulo esta compuesto por bandas, con una
hilera de poroides, 15-19 en 10 µm, y extremos puntiagudos. Las bandas varían entre sí en el ancho y en
el tamaño de los poroides, siendo la valvocopula más
ancha y con los poroides más grandes.
DISTRIBUCIÓN
P. pungens es cosmopolita según Hasle &
Syvertsen (1997). Hasle (1972) señaló que esta especie ha sido mencionada desde los 62º N, en las
costas de Noruega, hasta los 41º S, en Nueva Zelanda.
A continuación mencionaremos algunas de las citas
de la especie sin la pretensión de agotarlas completamente.
En aguas del Pacífico P. pungens está ampliamente distribuida a lo largo de las costas de América, en México (Hernández-Becerril, 1998), en
Vancouver, en Baja California, en el Golfo de
California y en el Golfo de Panamá (en Villac, 1996).
Forbes & Denman (1991) estudiaron la distribución
de P. pungens en el área de la Columbia Británica,
Canadá, sobre la base de la revisión de muestreos
realizados entre 1980 y 1988. Estos autores concluyeron que se trata de una especie de amplia distribución geográfica, que ocurre regularmente en las costas de la Bahía de Fundy. Yoo & Lee (1982) la encontraron en las costas de Korea y Takano & Kuroki
(1977) al sudeste de Japón. Hallegraeff (1994) reportó esta especie para aguas tropicales y
subtropicales de Australia y para Tasmania.
En el Océano Atlántico P. pungens fue encontrada en la costa de EEUU durante todo el año
Rhodes et al. (1996) determinaron por primera
vez a P. pungens como productora de AD. El hallazgo fue hecho a partir de cepas aisladas de muestras provenientes de aguas costeras de Nueva
Zelanda y en aquella oportunidad, los niveles de toxina fueron bajos.
Trainer et al. (1998) detectaron AD en concentraciones del orden de los 70 fg · cel-1 , en cepas de P.
pungens aisladas de la costa del Estado de Washington, EEUU. Los autores sugirieron además que
esta especie podría ser la responsable de niveles de
toxicidad por encima de 20 µg · g -1 detectados en
navajas en 1991 y años subsecuentes, a pesar de no
haberse presentado concurrentemente floraciones de
fitoplancton toxígeno. Basados en el hecho de que P.
pungens está presente durante todo el año en el área,
y considerando que la velocidad de depuración de las
navajas es muy baja, ellos postularon que la exposición crónica a bajos niveles de toxinas puede ser suficiente para resultar en acumulación de AD por encima del nivel regulatorio.
DATOS ECOLÓGICOS
Hasle (1972) señaló que P. pungens fue encontrada en los Océanos Pacífico y Atlántico, con rangos de temperatura entre los 2 y 28 ºC y de salinidad
entre los (24) 30 y 36 psu. Hallegraeff (1994) la reportó para aguas tropicales, subtropicales y templadas de Australia y señaló que no era formadora de
floraciones. En el Cono Sur Americano esta especie
fue hallada a lo largo de todo el año en la costa del
Mar Argentino. En la Provincia de Buenos Aires se
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
la encontró a temperaturas entre 7.8 y 21 ºC y
salinidades entre 33.6 y 33.87 psu (Ferrario et al.,
1999).
COMPARACIÓN CON LAS ESPECIES MÁS AFINES
Los taxa más relacionadas con P. pungens son:
P. pungens var. cingulata Villac y P. multiseries
(Hasle) Hasle. Las diferencias sobresalientes entre
P. pungens y P. multiseries son discutidas en la correspondiente sección de esta última. Las diferencias con la variedad cingulata surgen del resumen
de caracteres presentados para cada taxón a continuación:
P. pungens var. pungens
- Estrías formadas por 2 hileras de poroides visibles al MO.
- Manto somero, con un poroide de alto.
- Valvocopula con una hilera de grandes poroides.
P. pungens var. cingulata
- Estrías formadas por 2 (3) hileras de poroides.
- Manto con 2 pequeños poroides de alto.
- Valvocopula con estrías formadas por 2 ó 2 y 3
pequeños poroides de alto.
Recientemente, Villac & Fryxell (1998) crearon
P. pungens var. cingulata sobre la base de material
187
de campo y de cultivo. Los caracteres que la diferencian de la variedad nominal y de P. multiseries
son la morfología de las estrías y, principalmente, la
de las bandas. La variedad cingulata presenta una
tercera hilera incompleta de poroides por estría y sus
bandas tienen entre 20 y 24 estrías en 10 µm, diferente de la variedad nominal 15-19, y de P. multiseries,
19-22.
Pseudo-nitzschia turgidula (Hustedt) Hasle
Fig. 25
Hasle, 1993: 320; Hasle, 1965: 4, lam. 1, fig. 11; lam.
2, fig. 3; lam. 11, figs. 8-13; lam. 12, figs.1-6;
Hallegraeff, 1994: 405, figs. 5 a-d.
Basiónimo: Nitzschia turgidula Hustedt 1958.
Localidad tipo: Atlántico Sur (46º 32’ S, 0º 02’ W).
Las colonias están formadas por superposición
de los extremos valvares en aproximadamente 1/6 a
1/8 del largo total de la valva. Los frústulos son estrechamente lanceolados, con extremos truncados en
vista cingular. En vista valvar son romboidales a
lanceolados, con extremos redondeados en los
especímenes de menor tamaño y lineares con una
expansión en la parte central en los de mayores dimensiones. El eje apical es de 30 a 80 µm y el eje
transapical de 2.5 a 3.5 µm.
Fig. 25. Pseudo-nitzschia turgidula . (MEB). Aspecto general de la valva en vista interna. Escala = 10 µm. Foto facilitada por Daniela
Inza y Rubén Negri.
CAPÍTULO 7: D IATOMEAS POTENCIALMENTE TOXÍGENAS DEL CONO SUR AMERICANO
188
La superficie valvar presenta estrías distribuidas
en mayor número, 23-28 en 10 µm, que las fíbulas,
13-18 en 10 µm. Al MEB se observa que cada estría
esta formada por dos hileras de poroides, 7-9 en 1
µm. Las fíbulas delimitan un interespacio central.
OBSERVACIONES
Hallegraeff (1994) observó que las células provenientes de cultivos aislados en aguas australianas,
eran mucho más pequeñas, 30-40 µm, y presentaban
una estructura valvar más delicada 32 (23-28) estrías en 10 µm, 21 (13-18) fíbulas en 10 µm. En cambio, el material subantártico tiene la misma cantidad
de estrías y fíbulas que la de la diagnosis de la especie.
DISTRIBUCIÓN
P. turgidula es una especie cosmopolita según
Fryxell et al. (1997) y Hasle & Syvertsen (1997).
Esta especie ha sido reportada para aguas antárticas
y subantárticas (Hasle, 1965), para aguas tropicales
y templadas de Australia (Hallegraeff, 1994) y para
aguas costeras de Nueva Zelanda (Rhodes e t
al.,1996). Takano & Kuroki (1977) citaron un material como P. aff. turgidula para la Bahía de Ofunato,
Japón.
En el Cono Sur Americano la especie fue hallada por Negri & Inza (1998) en el Mar Argentino,
frente a la Provincia de Buenos Aires.
PRODUCCIÓN DE AD
Rhodes et al. (1996) determinaron por primera
vez que P. turgidula era productora de AD, sobre la
base de cepas aisladas de aguas costeras de Nueva
Zelanda. Estos autores comentaron que en 1994,
habían sido detectados 2.8 ppm de AD en gónadas
de bivalvos. La detección de la toxina fue coincidente con la presencia de P. turgidula en concentraciones de 6 · 106 cels · l-1 , pero ellos no estuvieron en
condiciones de afirmar que la toxicidad se debiera a
esta especie durante aquel episodio, porque la información de campo era incompleta.
Hasta la fecha P. turgidula no ha sido registrada
como especie productora de AD en el Cono Sur
Americano.
DATOS ECOLÓGICOS
Hasle (1965) encontró a P. turgidula en muestras colectadas entre los 53º S y 62º S a temperaturas de 2.3-6 ºC.
Para la costa del Mar Argentino, Negri & Inza
(1998) detectaron floraciones de P. turgidula (3.3 ·
106 cels · l-1 ) en aguas de plataforma, fuertemente
estratificadas, con alta disponibilidad de nutrientes,
temperaturas de 8.9 a 9.7 ºC y salinidad de 33.7 psu.
COMPARACIÓN CON LAS ESPECIES MÁS AFINES
Los taxa más relacionadas con P. turgidula son:
P. turgiduloides (Hasle) Hasle y P. lineola (P.T.
Cleve) Hasle. Las diferencias entre estos taxa surgen del resumen de caracteres presentados para cada
uno a continuación:
P. turgidula
-
Datos obtenidos de Hasle (1965).
Eje apical: 30-80 µm.
Eje transapical: 2.5-3.5 µm.
Extremos valvares truncados en vista cingular. .
Estrías: 23-30 en 10 µm.
Estrías con dos hileras de poroides.
Poroides: 6-9 en 1 µm.
Fíbulas: 13-18 en 10 µm.
-
P. turgiduloides
Datos obtenidos de Hasle & Syvertsen (1997).
Eje apical: 63-126 µm.
Eje transapical: 1.2-2.8 µm.
Extremos valvares truncados en vista cingular.
Estrías: 17-21 en 10 µm.
Estrías con una o dos hileras de poroides.
Poroides: 8-10 en 1 µm.
Fíbulas: 10-13 en 10 µm.
P. lineola
Datos obtenidos de Hasle (1965), Hallegraeff
(1994) y Hasle & Syvertsen (1997).
- Eje apical: 56-112 µm.
- Eje transapical: 1.8-2.7 µm.
- Extremos puntiagudos a ligeramente sigmoideos
en vista cingular.
- Estrías: 22-28 en 10 µm.
- Estrías con una o dos hileras de poroides.
- Poroides: 3-7 en 1 µm.
- Fíbulas: 11-16 en 10 µm.
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
ESPECIE NO REPORTADA
FEHACIENTEMENTE PARA EL CONO
SUR AMERICANO
Pseudo-nitzschia seriata (Grunow ex P.T. Cleve)
H. Peragallo
Peragallo, 1900 in Peragallo & Peragallo, 1897-1908:
300, lam. 72, fig. 28; Hasle, 1965: 8-10, lam.1, fig.1;
lam.3, figs.1-7, 10; lam. 4, figs.1-2; lam. 6. fig. 2;
Hasle et al., 1996: 142-144, figs. 10-14, 45-50.
Basiónimo: Nitzschia seriata P.T. Cleve 1883.
Localidad tipo: Tindingen, Groenlandia.
Lectotipo: S405, Hasle, 1994, fig. 3.
Las células están unidas por sus extremos, superpuestas en 1/3 a 1/4 de su largo total, formando
colonias. Los frútulos son linear-lanceolados en vista
cingular con los extremos muy aguzados. El contorno valvar es asimétrico respecto del eje apical, las
valvas presentan uno de los márgenes casi recto y el
otro convexo y los extremos son redondeados. El rafe,
sin interespacio central, se ubica indistintamente sobre el margen curvo o convexo de la valva. El eje
apical es de 91 a 160 µm y el eje transapical de 5.5 a
8 µm. La superficie valvar presenta igual número de
fíbulas que de estrías, 17 a 18 en 10 µm. Ambas son
visibles al MO en material tratado y montado en medio
con alto índice de refracción, las últimas con menos
definición. Al MEB se observa que las estrías de la
valva están formadas por 3 a 4 hileras de poroides,
densamente dispuestos, 7 a 8 en 1 µm. Los poroides
situados junto a la interestría son de mayor tamaño y
están más regularmente distribuidos que los situados
en el centro de la estría. Las estrías de los extremos
valvares presentan un patrón de distribución diferente en cada extremo de una misma valva, siendo más
ramificadas en uno de ellos. Las estrías del manto
son semejantes a las de la superficie valvar y tienen
de 2 a 3 poroides de alto. El cingulum presenta tres
bandas conectivales diferentes en ancho y ornamentación, ocasionalmente puede estar presente una cuarta banda lisa.
OBSERVACIONES NOMENCLATURALES
Fryxell et al. (1991) tipificaron la Sección
Pseudo-nitzschia del género Nitzschia con N .
seriata Cleve. Estos autores, aunque no lo plantearon de un modo explícito, reconocieron como holotipo
de dicha especie a la figura 75 de Cleve (1883), lo
que está de acuerdo con el artículo 9.1 del ICNB
189
(Greuter e t a l ., 2000). Cuando Hasle (1994)
reestableció el género Pseudo-nitzschia Peragallo,
señaló que Fryxell et al. (1991) habían seleccionado
a N. seriata Cleve como lectotipo de la Sección
Pseudo-nitzschia, por lo que la especie tipo del género debía ser P. seriata (Cleve) H. Peragallo. Sin
embargo Hasle (1994) no reconoció la figura 75 de
Cleve (1883) como el holotipo de la especie y seleccionó el preparado S405 de la Colección Cleve como
lectotipo de P. seriata (Cleve) H. Peragallo. En dicho preparado marcó con un círculo el espécimen
ilustrado en su figura 3.
DISTRIBUCIÓN
P. seriata es una especie que sólo ha sido
fehacientemente identificada en aguas frías a templadas del Hemisferio Norte (Hasle, 1964; Hasle &
Syvertsen, 1997).
Según Fryxell et al. (1997), P. seriata no ha sido
positivamente confirmada en la costa oeste de EEUU
y sólo ha sido citada para Alaska por Cupp (1937,
1943). Stapleford & Smith (1996) aislaron esta especie a partir de muestras de hielo provenientes del Mar
Ártico de Canadá y mencionaron que el taxón es frecuente en las comunidades de hielo. Lundholm et al.
(1994) señalaron que hay hallazgos bien documentados de P. seriata en: las costas oeste y este de
Groenlandia, hasta los 45º N en Canadá, el Mar de
Barents y el Mar Báltico. Hasle et al. (1996) la citaron para la costa de Noruega, Atlántico Norte.
Los registros en el Cono Sur Americano (Uruguay, Chile, Brasil y Argentina) han sido realizados
sobre la base de análisis con MO. Considerando que
la determinación fehaciente de la especie requiere
de la utilización de ME, es altamente probable que
las citas para estas latitudes sean erróneas.
PRODUCCIÓN DE AD
Lundholm et al. (1994) realizaron estudios de laboratorio sobre el clon 1877C de P. seriata, aislado
de muestras provenientes de la costa de Dinamarca,
y reportaron por primera vez a esta especie como
productora de AD. En aquella oportunidad las mayores concentraciones de toxinas fueron determinadas
en la fase estacionaria de crecimiento del cultivo,
mientras que en la fase exponencial sólo se detectaron trazas de AD. La producción de la toxina estuvo
inversamente correlacionada con la temperatura, re-
CAPÍTULO 7: D IATOMEAS POTENCIALMENTE TOXÍGENAS DEL CONO SUR AMERICANO
190
sultando mayor a 4ºC que a 15ºC (Lundholm et al.,
1994). En 1994 fueron detectados bajos niveles de
AD en bivalvos de la costa este del Océano Atlántico, Newfoundland, Canadá. En julio de 1996 en la
costa de Nova Scotia, se detectaron valores de AD
por encima de 90 µg · g -1 de glándula digestiva de
vieiras de cultivo. Bates (1997) señaló que aunque el
organismo productor de AD no fue identificado en
aquellos casos, éste podría ser P. seriata, ya que la
especie estuvo presente en el área durante el desarrollo de ambos episodios.
DATOS ECOLÓGICOS
Esta especie, de aguas frías, llega a latitudes más
bajas sólo en el invierno septentrional (Hasle, 1972;
Hasle & Syvertsen, 1997). Hasle (1965) encontró a
P. seriata a temperaturas de -0.5 a 10ºC.
Caracteres diferenciales con las especies más
afines:
Los taxa más relacionadas con P. seriata son: P.
seriata f. obtusa, P. australis y P. fraudulenta. Las
diferencias sobresalientes entre estos taxa fueron
discutidas, en el caso de los dos primeros en la correspondiente sección de P. australis, y en el caso
de P. fraudulenta en la correspondiente a dicha especie.
AMPHORA COFFEAEFORMIS
MENCIONADA COMO PRODUCTORA DE
ÁCIDO DOMOICO
Tal como señaláramos al comienzo de este capítulo, durante el episodio ocurrido en la Isla Príncipe
Eduardo, Canadá, simultáneamente a la detección de
AD en P. multiseries, se detectó la toxina en una
cepa aislada en el área (clon BPT 11) (Shimizu e t
al., 1989; Maranda et al., 1990), identificada como
Amphora coffeaeformis (Agardh) Kützing. Posteriormente Bates et al. (1989) chequearon la producción de AD en otras dos cepas de A. coffeaeformis
provenientes del Pravasoli Guilard Center, obteniendo resultados negativos.
Por otra parte Sala et al. (1998) señalaron que la
identidad del Clon BPT 11 es incierta ya que la fotografía tomada con MEB (figura 25 del mencionado
trabajo), en la cual se basó la identificación, es insuficiente para observar los caracteres diagnóstico de
la especie.
A posteriori de los trabajos de Shimizu et al.
(1989) y Maranda et al. (1990) no hubo reportes que
involucraran a A. coffeaeformis u otras especies del
género en la producción de AD.
BIBLIOGRAFÍA
Addison, R.F. & J.E. Stewart, 1989. Domoic acid and the
eastern Canadian molluscan shellfish industry.
Aquaculture 77: 263-269.
Anónimo, 1991. Domoic acid found in Oregon and Washington shellfish. Communicable Diseases Summary
40 Nº 24: 1-2. Oregon Health Division, Portland.
Bates, S.S., 1997. Toxic phytoplankton on the Canadian
East cost: implications for aquaculture. Bull. Aquacult.
Assoc. Canada 97 (3): 9-18.
Bates, S.S., 1998. Ecophysiology and metabolism of ASP
toxin production. In Anderson, D.M., A.D. Cembella &
G.M. Hallegraeff (eds.), Physiological ecology of
harmful algal blooms. Springer-Verlag, Heidelberg: 405426.
Bates, S.S., C.J. Bird, R.K. Boyd, A.S.W. De Freitas, M.
Falk, R.A. Foxall, L.A. Hanic, W.D. Jamieson, A.W.
McCulloch, P. Odense, M.A. Quilliam, P.G. Sim, P.
Thibault, J.A. Walter & J.L.C. Wright, 1988.
Investigations on the source of domoic acid
responsible for the outbreak of amnesic shellfish
poisoning (ASP) in eastern Prince Edward Island. Atl.
Res. Lab. Tech. Rep. 57, NRCC 29086, 59 pp.
Bates, S.S., C.J. Bird, A.S.W. De Freitas, R. Foxall, M. Gilgan,
L.A. Hanic, G.R. Johnson, A.W. McCulloch, P. Odense,
R. Pocklington, M.A. Quilliam, P.G. Sim, J.C. Smith, D.V.
Subba Rao, E.C.D. Todd, J.A. Walter & J.L.C. Wright,
1989. Pennate diatomNitzschia pungensas the primary
source of domoic acid, a toxin in shellfish from Eastern
Prince Edward Island, Canada. Can. J. Fish. Aquat. Sci.
46: 1203-1215.
Bates, S.S., A.S.W. De Freitas, J.E. Milley, R. Pocklington,
M.A. Quilliam, J.C. Smith & J. Worms, 1991. Controls
on domoic acid production by the diatom Nitzschia
pungens f. multiseries in culture: nutriens and
irradiance. Can. J. Fish. Aquat. Sci. 48: 1136-1144.
Bates, S.S., D.J. Douglas, G.J. Doucette & C. Léger, 1995.
Effects of reintroducing bacteria on domoic acid
production by axenic cultures of the diatom
Pseudonitzschia pungens f. multiseries. In Lassus, P.,
G. Arzul, E. Erard, P. Gentien & C. Marcaillou (eds.),
Harmful marine algal blooms. Lavoisier, París: 401-406.
Buck, K.R., L. Uttal-Cooke, C.H. Pilskaln, D.L. Roelke, M.C.
Villac, G.A. Fryxell, L.A. Cifuentes & F.P. Chavez, 1992.
Autoecology of the diatomPseudonitzschia australis,
a domoic acid producer, from Monterey Bay, California.
Mar. Ecol. Prog. Ser.84: 293-302.
Cleve, P.T., 1883. Diatom collected during the expedition of
the Vega. Vega-Expeditionens Vetenskapliga
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
Iakttagelser 3: 455-517.
Cleve, P.T., 1897 a. Report on the phytoplankton collected
on the expedition of H.M.S. «Research» 1896. Fifteenth
Annual Report of the Fisheries Board for Scotland 3:
296-304.
Cleve, P.T., 1897 b. A treatise on the phytoplankton of the
Atlantic and its tributaries and on the periodical
changes of the plankton of Skagerrak. Upsala Nya
Tidnings Aktiebolags Tryckeri, Upsala, 27pp.
Cupp, E.E., 1937. Seasonal distribution and occurrence of
marine diatoms and dinoflagellates at Scotch Cap,
Alaska. Bull. Scripps Inst. Oceanogr. Techn. Ser. 4: 71100.
Cupp, E.E., 1943. Marine planktonic diatoms of the west
coast of North America. Bull. Scripps Inst. Oceanogr. 5
(1): 1-238.
Davidovich, N.A. & S.S. Bates, 1998. Sexual reproduction
in the Pennate diatoms Pseudo-nitzschia multiseries
and P. pseudodelicatissima (Bacillariophyceae). J.
Phycol. 34: 44-54.
Dickey, R.W., G.A. Fryxell, H.R. Granade & D. Roelke, 1992.
Detection of the marine toxins okadaic acid and domoic
acid in shellfish and phytoplankton in the Gulf of
Mexico. Toxicon 30 (3): 355-359.
Ferrario, M.E. & N.M. Galván, 1989. Catálogo de las
diatomeas marinas citadas entre los 36º y los 60º S con
especial referencia al Mar Argentino. Dirección Nacional del Antártico, Instituto Antártico Argentino, Publ.
20: 1-327.
Ferrario, M.E., E.A. Sar, C. Castaños & F. Hinz, 1999.
Potentially toxic species of the diatom genus Pseudonitzschia in Argentinian coastal waters. Nova
Hedwigia 68 (1-2): 131-147.
Forbes, J.R. & K.L. Denman, 1991. Distribution ofNitzschia
pungens in coastal waters of British Columbia. Can. J.
Fish. Aquat. Sci. 48: 960-967.
Fraga, S., M.J. Álvarez, A. Míguez, M.L. Fernández, E.
Costas & V. López Rodas, 1998. Pseudo-nitzschia
species isolated from Galician waters: toxicity, DNA
content and lectin binding assay. In Reguera, B., J.
Blanco, M.L. Fernandez & T. Wyatt (eds.), Harmful
Algae. Xunta de Galicia and IOC of UNESCO
Publishers: 270-273.
Frenguelli J., 1939. XV Contribución al conocimiento de
las diatomeas argentinas. Diatomeas del Golfo San
Matías (Río Negro). Rev. Mus. La Plata (n.s.) 2, Bot.:
201-226.
Fritz, L., M.A. Quilliam, J.L.C.Wright, A.M. Beale & T.M.
Work, 1992. An outbreak of domoic acid poisoning
attributed to the pennate diatom Pseudo-nitzschia
australis. J. Phycol. 28: 439-442.
Fryxell, G.A., S.A. Garza & D.L. Roelke, 1991. Auxospore
formation in an Antarctic clone of Nitzschia
subcurvata Hasle. Diatom Res. 6: 235-245.
Fryxell, G.A., M.E. Reap & D.L. Valencic, 1990. Nitzschia
pungens Grunow f. multiseries Hasle: observations of
191
a known neurotoxic diatom. Nova Hedwigia, Beih. 100:
171-188.
Fryxell, G.A., M.C. Villac & L.P. Shapiro, 1997. The
occurrence of the toxic diatom genusPseudo-nitzschia
(Bacillariophyceae) on the West Coast of the USA,
1920-1996: a review. Phycologia 36 (6): 419-437.
Garrison, D.L., S.M. Conrad, P.P. Eilers & E.M. Waldron,
1992. Confirmation of domoic acid production by
Pseudonitzschia australis(Bacillariophyceae) cultures.
J. Phycol. 28: 604-607.
Greuter, W., J. Mcneill, F. R. Barrie, H. M. Burdet, V. Demoulin,
T. S. Filgueiras, D. H. Nicholson, P. C. Silva, J. E. Skog,
P. Trehane, N. J. Turland & D. L. Hawksworth, 2000.
International Code of Botanical Nomenclature (St. Louis
Code). Regnum Vegetabile, 131. Koeltz Scientific Books,
Königstein.
Hallegraeff, G.M., 1994. Species of the diatom genus
Pseudonitzschia in Australian waters. Bot. Mar. 37:
397-411.
Hargraves, P.E., J. Zhang, R. Wang & Y. Shimizu, 1993.
Growth characteristics of the diatom Pseudonitzschia
pungens and P. fraudulenta exposed to ultraviolet
radiation. Hydrobiologia 269-270: 207-212.
Hasle, G.R., 1964. Nitzschia and Fragilariopsis species
studied in the light and electron microscopes. I. Some
marine species of the groups Nitzschiella and
Lanceolatae . Skr. Norske Vidensk.-Akad. Oslo, Mat.Naturv. Kl. N.S. 16: 1-48.
Hasle, G.R., 1965. Nitzschia and Fragilariopsis species
studied in the light and electron microscopes. II. The
group Pseudonitzschia . Skr. Norske Vidensk.-Akad.
Oslo, Mat. -Naturv.. Kl. N.S. 18: 1-45.
Hasle, G.R., 1972. The distribution of Nitzschia seriata
and allied species. Nova Hedwigia, Beih. 39: 171-190
Hasle, G.R., 1974. Validation of the names of some marine
planktonic species of Nitzschia (Bacillariophyceae).
Taxon 23: 425-428.
Hasle, G.R., 1976. Examination of diatom type material:
Nitzschia delicatissima Cleve, Thalassiosira
minuscula Krasske and Cyclotella nana Hustedt. Br.
Phycol. J. 11: 101-110.
Hasle, G.R., 1993. Nomenclatural notes on marine planktonic
diatoms. The family Bacillariaceae. Nova Hedwigia,
Beih. 106: 315-321.
Hasle, G.R., 1994. Pseudo-nitzschia as a genus distinct
from Nitzschia (Bacillariophyceae). J. Phycol. 30: 10361039.
Hasle, G.R., 1995. Pseudo-nitzschia pungens and P.
multiseries (Bacillariophyceae): nomenclatural history,
morphology and distribution. J. Phycol. 31: 428-435.
Hasle, G.R. & G.A. Fryxell, 1995. Taxonomy of Diatoms. In
Hallegraeff, G.M., D.M. Anderson & A.D. Cembella
(eds.), Manual of Harmful Marine Microalgae. IOC
Manuals and Guides 33. UNESCO: 339-364.
Hasle, G.R. & L.K. Medlin, 1990. Family Bacillariaceae: the
genus Nitzschia section Pseudonitzschia . In Medlin,
CAPÍTULO 7: D IATOMEAS POTENCIALMENTE TOXÍGENAS DEL CONO SUR AMERICANO
192
L.K & J. Priddle (eds.), Polar marine diatoms. British
Antarctic Survey, Natural Environment Research
Council, Cambridge: 169-176.
Hasle, G.R. & E.E. Syvertsen, 1997. Marine Diatoms. In
Tomas, C.R. (ed.), Identifying Marine Diatoms and
Dinoflagellates. Academic Press, San Diego, California:
5-385.
Hasle, G.R., C.B. Lange & E.E. Syvertsen, 1996. A review
of Pseudo-nitzschia, with special reference to the
Skagerrak, North Atlantic, and adjacent waters.
Helgoländer Meeresunters. 50 (2): 131-175.
Hassall, A.H., 1845. A history of the British freshwater
algae (including descriptions of the Diatomaceae and
Desmidiaceae) with upwards of one hundred plates.
Taylor, Walton and Maberly, London, 1: 1-462; 2, 103
pls. Second printing 1852.
Heiden, H. & R.W. Kolbe, 1928. Die marinen Diatomeen
der Deutschen Südpolar-Expedition. 1901-3. Dtsch.
Südpol. Exped. 8: 447-715.
Hernández-Becerril, D.U., 1998. Species of the planktonic
diatom genus Pseudo-nitzschia of the Pacific coasts
of Mexico. Hydrobiologia 379: 77-84.
Horner, R.A. & J.R. Postel, 1993. Toxic diatoms in western
Washington waters (U.S. West Coast). Hydrobiologia
269-270: 197-205.
Horner, R.A., D.L. Garrison & F.G. Plumley, 1997. Harmful
algal blooms and red tide problems on the U.S. West
coast. Limnol. Oceanogr. 42: 1076-1088.
Hustedt, F., 1958. Diatomeen aus der Antarktis und dem
Südatlantik. Dtsch. Antarkt. Exped. 1938/39 2: 103-191
Impellizzeri, G., S. Mangiafico, G. Oriente, M. Piattelli, S.
Sciuto, E. Fattorusso, S. Magno, C. Santacroce & D.
Sica, 1975. Constituents of red algae. I. Amino acid and
low-molecular-weight carbohydrates of some marine
red algae. Phytochemistry 14: 1549-1557.
Kotaki, Y., K. Koike, M. Yoshida, C-V. Thuoc, N.T. Minh
Hoyen, N.C. Hoi, Y. Fukuyo & M. Kodama. 2000.
Domoic acid production in Nitzschia s p .
(Bacillariophyceae) isolated from a shrimp-culture pond
in Do Son, Vietnam. J. Phycol. 36 (6): 1057-1060.
Lange, C.B., F.M.H. Reid & M. Vernet, 1994. Temporal
distribution of the potentially toxic diatom Pseudonitzschia australis at a coastal site in Southern
California. Mar. Ecol. Prog. Ser. 104 (3): 309-312.
Lewis, N.I., S.S. Bates, J.L. McLachlan & J.C. Smith, 1993.
Temperature effects on growth, domoic acid production,
and morphology of the diatom Nitzschia pungens f.
multiseries. In Smayda, T.J. & Y. Shimizu (eds.),
Phytoplankton blooms in the sea. Elsevier, New York:
601-606.
Lundholm, N. & Ø. Moestrup, 2000. Morphology of the
marine diatom Nitzschia navis-varingica, sp. nov.
(Bacillariophyceae), another producer of the neurotoxin
domoic acid. J. Phycol. 36 (6): 1162-1174.
Lundholm, N., J. Skov, R. Pocklington & Ø. Moestrup, 1994.
Domoic acid, the toxic amino acid responsible for
amnesic shellfish poisoning, now in Pseudonitzschia
seriata (Bacillariophyceae) in Europe. Phycologia 33
(6): 475-478.
Manhart, J.R., G.R. Fryxell, C. Villac & L.Y. Segura, 1995.
Pseudo-nitzschia pungens a n d P. multiseries
(Bacillariophyceae): nuclear ribosomal DNS and species
differences. J. Phycol. 31: 421-427.
Mann, D.G., 1986. Nitzschia subgenus Nitzschia (Notes
for a monograph of the Bacillariaceae, 2). In Ricard, M.
(ed.), Proc. 8th. Int. Diat. Symp. Koeltz, Koenigstein:
215-226.
Maranda, L., R. Wang, K. Masuda & Y. Shimizu, 1990.
Investigation of the source of domoic acid in mussels.
In Granéli, E., B. Sundström, L. Edler & D. M. Anderson
(eds.), Toxic marine phytoplankton. Elsevier, New York:
300-304.
Marshall, H.G. & M.S. Cohn, 1987. Phytoplankton
distribution along the eastern coast of the USA. Part
VI. Shelf waters between Cape Henry and Cape May. J.
Plankton Res. 9: 139-149.
Martin, J.L., K. Haya, L.E. Burridge & D.J. Wildish, 1990.
Nitzschia pseudodelicatissima. A source of domoic
acid in the Bay of Fundy, eastern Canada. Mar. Ecol.
Prog. Ser. 67: 177-182.
Martin, J.L., K. Haya & D.J. Wildish, 1993. Distribution
and domoic acid content of Nitzschia
pseudodelicatissima in the Bay of Fundy. In Smayda,
T.J. & Y Shimizu (eds.), Toxic phytoplankton blooms in
the sea. Elsevier, New York: 613-618.
Navarro, J.N., 1983. A survey of the marine diatoms of
Puerto Rico. 7. Suborder Raphidaceae: Families
Auriculaceae, Epithemiaceae, Nitzschiaceae and
Surirellaceae. Bot. Mar. 26: 393-408.
Negri, R.M. & D. Inza, 1998. Some potentially toxic species
of Pseudo-nitzschia in the Argentine Sea (35º-39ºS). In
Reguera, B., J. Blanco, M.L. Fernandez & T. Wyatt
(eds.), Harmful algae. Xunta de Galicia and IOC of
UNESCO Publishers: 84-85.
Odebrecht, C., M.E. Ferrario, A.M. Ciotti, D. Kitzmann & F.
Hinz (2001). The distribution of Pseudo-nitzschia off
Southern Brazil and relationships with oceanographic
conditions. In Hallegraeff, G.M., S. Blackburn, R. Lewis
& C. Bolch (eds.), Harmful Algal Blooms. IOC of
UNESCO: 42-45.
Parsons, M.L., C.A. Scholin, P.E. Miller, G.J. Doucette, Ch.L.
Powell, G.A. Fryxell, Q. Dortch & T.M. Soniat, 1999.
Pseudo-nitzschia species (Bacillariophyceae) in
Louisiana coastal waters: molecular probe field trials,
genetic variability, and domoic acid analyses. J. Phycol.
35: 1368-1378.
Peragallo, H. & M. Peragallo, 1897-1908. Diatomées marines
de France et des district maritimes voisins. M. J.
Tempère, Micrographe-Editeur, Grez-sur-Loing, Text:
491 pp, Atlas: 137 lams.
Proschkina-Lavrenko, A.I., 1955. Diatomplankton of the
Black Sea. (In Russian). Akademiya NAUK SSSR
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
Botanicheskii Institut, Moskva-Leningrad: 1-222.
Reap, M.E., 1991.Nitzschia pungensGrunow f.multiseries
Hasle: growth phase and toxicity of clonal cultures
isolated from Galveston, Texas. M. Sc., Texas A & M
University : 1-77.
Rensel, J.E., 1993. Severe blood hypoxia of atlanctic salmon
(Salmo salar) exposed to the marine diatom
Chaetoceros concavicornis. In Smayda, T.J. & Y.
Shimizu (eds.), Toxic Phytoplankton Blooms in the Sea.
Elsevier, Amsterdam: 625-630.
Rhodes, L., C. Scholin, I. Garthwaite, A. Haywood & A.
Thomas, 1998. Domoic acid producing Pseudonitzschia species educed by whole cell DNA probebased and immunochemical assays. In Reguera, B., J.
Blanco, M.L. Fernandez & T. Wyatt (eds.), Harmful
algae. Xunta de Galicia and IOC of UNESCO Publishers:
274-277.
Rhodes, L., D. White, M. Syhre & M. Atkinson, 1996.
Pseudo-nitzschia species isolated from New Zealand
coastal waters: domoic acid production in vitro and
links with shellfish toxicity. In Yasumoto, T., Y. Oshima
& Y. Fukuyo (eds.), Harmful and Toxic Algal Blooms.
IOC of UNESCO: 155-158.
Richardson, K., 1997. Harmful or exceptional phytoplankton
blooms in the marine ecosystem. Adv. Mar. Biol. 31:
302-381.
Rivera, P., 1985. Las especies del géneroNitzschia Hassall,
sección Pseudonitzschia (Bacillariophyceae) en las
aguas marinas chilenas. Gayana Bot. 42: 9-38.
Sala, S.E., E.A. Sar & M.E. Ferrario, 1998. Review of materials
reported as containing Amphora coffeaeformis
(Agardh) Kützing in Argentina. Diatom Res. 13 (2): 323336.
Sar, E.A., M.E. Ferrario & C. Castaños, 1998. Authentication
of the type materials of Pseudo-nitzschia australis
Frenguelli. Diatom Res. 13: 183-185.
Sarno, D. & J. Dahlmann, 2000. Production of Domoic Acid
in another species ofPseudo-nitzschia: P. multistriata
in the Gulf of Naples (Mediterranean Sea). Harmful
Algae News 21, IOC of UNESCO: 5.
Sastre, A.V., N.H. Santinelli, J.L. Esteves & M.E. Ferrario,
(2001). Aspectos ecológicos de especies de Pseudonitzschia en aguas costeras patagónicas (Argentina).
In Alveal, K & T. Antezana (eds.), Sustentabilidad de
la biodiversidad. Universidad de Concepción, Concepción: 217-235.
Scholin, C., 1999. A toxic bloom of Pseudo-nitzschia
australis in Monterey Bay, California. Harmful Algae
News 18, IOC of UNESCO: 6.
Scholin, C., F. Gulland, G.J. Doucette, S. Benson, M.
Busman, F.P. Chavez, J. Cordaro, R. DeLong, A. De
Vogelaere, J. Harvey, M. Haulena, K. Lefebvre, T.
Lipscomb, S. Loscutoff, LJ. Lowenstine, R. Marin, P.E.
Miller, W.A. McLellan, P.D.R. Moeller, C.L. Powell, T.
Rowles, P. Silvagni, M. Silver, T. Spraker, V. Trainer &
F.M. Van Dolah, 2000. Mortality of sea lions along the
193
central California coast linked to a toxic diatom bloom.
Nature 403: 80-83.
Shimizu, Y., S. Gupta, K. Masuda, L. Maranda, C.K. Walker
& R. Wang, 1989. Dinoflagellates and other microalgal
toxins: chemistry and biochemistry. Pure Appl. Chem.
61: 513-516.
Skvortzow, B.V., 1946. Species novae et minus cognitae
Algarum, Flagellatarum et Phycomicetarum. Zap.
Kharbin. Obshch. Estest. Ethnogr. 2: 1-34.
Smith, J.C., R. Cormier, J. Worms, C.J. Bird, M.A. Quilliam,
R. Pocklington, R. Angus & L. Hanic, 1989. Toxic
blooms of the domoic acid containing diatomNitzschia
pungens in the Cardigan River, Prince Edward Island,
in 1988. In Granéli, E, .B.G. Sundström, L. Edler & D.M.
Anderson (eds.), Toxic marine phytoplankton. Elsevier,
New York: 227-232.
Smith, J.C., K. Pauley, P. Cormier, R. Angus, P. Odense, D.
O’Neil, M.A. Quilliam & J. Worms, 1991. Population
dynamics and toxicity of various species ofDinophysis
and Nitzschia from the Southern Gulk of St. Lawrence.
In Gordon, D.C. (ed.), Proceeding of the Second
Canadian Workshop on Harmful Marine Algae. Can.
Tech. Rep. Fish. Aquatic Sci. 1799: 25.
Stapleford, L.S. & R.E.H. Smith, 1996. The interactive effects
of temperature and silicon limitation on the
psychrophilic ice diatom Pseudonitszchia seriata. Polar Biol. 16: 589-594.
Subba Rao, D.V., M.A. Quilliam & R. Pocklington, 1988.
Domoic acid - a neurotoxic aminoacid produced by the
marine diatom Nitzschia pungens in culture. Can. J.
Fish. Aquat. Sci. 45: 2076-2079.
Takano, H. & K. Kuroki, 1977. Some diatoms in the Section
Pseudo-nitzschiafound in coastal waters of Japan. Bull.
Tokai Reg. Fish. Res. Lab. 91: 41-51.
Taylor, F.J.R. & R.A. Horner, 1994. Review of the marine
environment and biota of Strait of Georgia, Puget Sound
and Juan de Fuca Strait. In Wilson, R.C.H., R.J. Beanish,
F. Aitkens & J. Bell (eds.), Proc. BC/Washington Symp.
Mar. Environm. Can. Tech. Rep. Fish. Aquat. Sci. 1948:
175-186.
Todd, E.C.D., 1993. Domoic acid and amnesic shellfish
poisoning. A review. J. Food Protect. 56 (1): 69-83.
Trainer, V.L., J.C. Wekell, R.A. Horner, C.L. Hatfield & J.E.
Stein, 1998. Domoic acid production by Pseudonitzschia pungens. In Reguera, B., J. Blanco, M.L.
Fernandez & T. Wyatt (eds.), Harmful algae. Xunta de
Galicia and IOC of UNESCO: 337-340.
Villac, M.C., 1996. Synecology of the genus Pseudonitzschia H. Peragallo from Monterey Bay, California,
USA. PhD Thesis of Texas A & M University: 1-254.
Villac, M.C. & G.A. Fryxell, 1998.Pseudo-nitzschia pungens
var. cingulata var. nov. (Bacillariophyceae) based on
field and culture observations. Phycologia 37 (4): 269274.
Villac, C.M. & D.R. Tenenbaum, 2001. The coastalPseudonitzschia from the State of Rio de Janeiro, Brazil. In In
CAPÍTULO 7: D IATOMEAS POTENCIALMENTE TOXÍGENAS DEL CONO SUR AMERICANO
194
Hallegraeff, G.M., S. Blackburn, R. Lewis & C. Bolch
(eds.), Harmful Algal Blooms. IOC of UNESCO: 34-37.
Villac, M.C., D.L. Roelke, F.P. Chavez, L.A. Cifuentes &
G.A. Fryxell, 1993a. Pseudo-nitzschia australis
Frenguelli and related species from the West coast of
the U.S.A.: occurence and domoic acid production. J.
Shellfish Res. 12 (2): 457-465.
Villac, M.C., D.L. Roelke, T.A. Villareal & G.A. Fryxell, 1993b.
Comparison of two domoic acid producing diatoms: a
review. Hydrobiologia 269-270: 213-224.
Villareal, T.A., D.L. Roelke & G.A. Fryxell, 1994. Occurrence
of the toxic diatom Nitzschia pungens f. multiseriesin
Massachusetts Bay, Massachusetts. Mar. Environm.
Res. 37: 417-423.
Vrieling, E.G., R.P.T. Koeman, C.A. Scholin, P. Scheerman,
L. Peperzak, M. Veenhuis & W.W.C. Gieskes, 1996.
Identification of a domoic acid-producing Pseudonitzschia species (Bacillariophyceae) in the Dutch
Wadden Sea with electron microscopy and molecular
probes . Eur. J. Phycol. 31(4): 333-340.
Walz, P.M., D.L. Garrison, W.M. Graham, M.A. Cattey, R.S.
Tjeerdema & M.W. Silver, 1994. Domoic acid-producing
diatom blooms in Monterey Bay, California: 1991-1993.
Nat. Toxins 2 (5): 271-279.
Wang R., L. Maranda, P.E. Hargraves & Y. Shimizu, 1993.
Chemical variation of Nitzschia pungens a s
demonstrated by the co-occurrence of domoic acid and
bacillariolides. In Smayda T.J. & Y. Shimizu (eds.), Toxic
phytoplankton blooms in the sea. Elsevier, Amsterdam:
637-649.
Work, T.M., B. Barr, A.M. Beale, L. Fritz, M.A.Quilliam &
J.L.C. Wright, 1993. Epidemiology of domoic acid
poisoning in brown pelicans (Pelecanus occidentalis)
a n d B r a n d t ’ s c o r m o r a n t s (P h a l a c r o c o r a x
penicillatus) in California. J. Zoo Wildlife Med. 24: 5462.
Wrigth, J. L.C., R.K. Boyd, A.S.W. De Freitas, M. Falk,
R.A. Foxall, W.D. Jamieson, M.V. Laycock, A.W.
McCulloch, A.G. McInnes, P. Odense, V.P. Pathak, M.A.
Quilliam, M.A. Ragan, P.G. Sims, P. Thibault, J.A. Walter,
M. Gilgan, D.J.A. Richard & D. Dewar, 1989.
Identification of domoic acid, a neuroexcitatory amino
acid, in toxic mussels from Eastern Prince Edward
Island. Can. J. Chem. 67: 481-490.
Yoo, K.I. & J.H. Lee, 1982. Studies on the planktonic
diatoms in the vicinity of Kori nuclear power plant.
Bull. Korea Ocean Res. Dev. Inst. 4: 53-62.
PARTE III. EPISODIOS REGIONALES:
ANTECEDENTES, PROYECTOS DE
SEGUIMEINTO E INVESTIGACIONES EN
CURSO
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
197
CAPÍTULO 8: EPISODIOS DE ALGAS NOCIVAS EN LA PATAGONIA
ARGENTINA
NORMA SANTINELLI, VIVIANA SASTRE & JOSÉ LUIS ESTEVES
Laboratorio de Hidrobiología. Facultad de Ciencias Naturales. Universidad Nacional de la Patagonia.
Área de Oceanografía Química y Contaminación de Aguas. Centro Nacional Patagónico. CONICET.
Argentina.
INTRODUCCIÓN ......................................................................................................... 199
METODOLOGÍA .......................................................................................................... 200
ANÁLISIS DE LOS EPISODIOS REGISTRADOS EN LA ZONA COSTERA ................. 201
COSTA DE CHUBUT (1980-1981) ......................................................................................... 201
COSTA DE CHUBUT (1981-1984) ......................................................................................... 201
ESTUARIO DEL RÍO CHUBUT (BAHÍA ENGAÑO) (DICIEMBRE 1984 - ENERO 1985) ............................. 202
BAHÍA ENGAÑO (1985-1991) ............................................................................................... 202
GOLFOS SAN J OSÉ Y NUEVO (1990-1996) .............................................................................. 203
BAHÍA NUEVA (GOLFO NUEVO), VERANO1987-1988 ................................................................. 205
BAHÍA NUEVA (GOLFO NUEVO), DICIEMBRE DE 1993 ................................................................ 205
CALETA VALDÉS (PENÍNSULA VALDÉS ), 1989-1991 ................................................................. 206
GOLFO SAN MATÍAS , 1992-1995 ......................................................................................... 206
CONCLUSIONES ......................................................................................................... 206
BIBLIOGRAFÍA ........................................................................................................... 207
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
199
EPISODIOS DE ALGAS NOCIVAS EN LA PATAGONIA ARGENTINA
NORMA SANTINELLI, VIVIANA SASTRE & JOSÉ LUIS ESTEVES
Laboratorio de Hidrobiología. Facultad de Ciencias Naturales. Universidad Nacional de la Patagonia.
Área de Oceanografía Química y Contaminación de Aguas. Centro Nacional Patagónico. CONICET.
9100 Trelew, Chubut, Argentina.
INTRODUCCIÓN
Las proliferaciones de algas nocivas, en sentido
estricto, son fenómenos naturales que han ocurrido
a través de la historia; sin embargo, en las dos últimas décadas los impactos de tales eventos en la salud pública y en la economía, parecen haber
incrementado en frecuencia, intensidad y distribución
geográfica (Hallegraeff, 1993).
En los últimos diecisiete años se han intensificado los estudios en la zona costera patagónica sobre
especies de microalgas nocivas, condiciones
oceanográficas que se presentan durante su desarrollo, y efectos sobre las pesquerías y la salud humana. La intensificación de los muestreos, sumada
a la estimulación de las proliferaciones algales por
condiciones climatológicas inusuales y/o por un mayor impacto humano en las zonas costeras, podrían
ser las causas del aparente incremento de los eventos tóxicos en esta zona.
La aparición de Veneno Paralizante de Moluscos
(VPM), es un fenómeno recurrente en el mar Argentino. En el caso particular de los golfos
norpatagónicos Nuevo y San José, el fenómeno se
presenta periódicamente desde que se detectó por
primera vez en 1980 (Carreto et al., 1981; Carreto
et al., 1985). En aquella ocasión, los altos niveles de
toxina en los mejillones produjeron la muerte de dos
pescadores del B/P “Constanza” a 70 millas nauticas
al este de Península Valdés (Elbusto et al., 1981). A
partir de entonces, los episodios tóxicos se han extendido por todo el litoral argentino. Se considera que
el dinoflagelado tóxico Alexandrium tamarense
(Lebour) Balech, cuya densidad se incrementa en
primavera-verano en la zona costera, es el agente
de estos eventos tóxicos que obligan a imponer vedas a la recolección de bivalvos. Las especies de
moluscos de interés comercial más afectadas son:
Aequipecten tehuelchus (vieira), Aulacomya ater
(cholga) y Mytilus edulis platensis (mejillón).
La pesquería de bivalvos del Golfo San José, con
una producción anual de 500-800 t, 150 personas
involucradas en el sector y un valor de 500000 a
1000000 $US anuales según Ciocco (1994), es de
gran relevancia para la zona. La especie más importante ha sido la «vieira tehuelche», que se distribuye
en aguas someras (0-50 m) alrededor de casi toda la
costa del golfo. Le sigue en importancia la cholga,
cuya concentración máxima se sitúa en la zona del
infralitoral superior. El mejillón ha sido objeto de una
explotación intensa y tras considerarse el mal estado
del stock, se prohibió su recolección (Zaixo et al.,
1991).
Diversas instituciones nacionales, como el Centro Nacional Patagónico (CENPAT, CONICET), la
Universidad Nacional de la Patagonia (UNPAT), el
Instituto Nacional de Investigación y Desarrollo
Pesquero (INIDEP), el Instituto de Biología Marina
y Pesquera «Alte. Storni» y la Fundación Patagonia
Natural (a través del Plan de Manejo Integrado de la
Zona Costera Patagónica) han dedicado esfuerzos a
la investigación de los eventos tóxicos. Otros organismos, como la Dirección General de Intereses Marítimos y Pesca Continental (DGIMyPC), la Dirección de Medio Ambiente (DMA) del Sistema Provincial de Salud (SIPROSALUD) de la Provincia
del Chubut y el Servicio Nacional de Salud
(SENASA) han trabajado en la prevención de las
consecuencias de estos eventos.
Desde 1980 hasta 1984, el CENPAT asumió el
control de la presencia de toxicidad en los moluscos
de la costa chubutense. En el año 1985 se iniciaron
líneas de investigación entre el CENPAT y la UNPAT
cuyo principal objetivo fue relacionar la toxicidad de
los moluscos con las especies productoras de toxinas presentes en el plancton. Entre los años 1990 y
1996 se desarrolló el programa de «Monitoreo de
Fitoplancton Tóxico y Toxicidad en Moluscos», que
involucró al Laboratorio de Hidrobiología de la Universidad Nacional de la Patagonia (a cargo de las
CAPÍTULO 8: EPISODIOS DE ALGAS NOCIVAS EN LA P ATAGONIA ARGENTINA
200
Golfos Norpatagónicos
Fig. 1. Ubicación geográfica del área de estudio.
determinaciones taxonómicas y cuantificación de las
especies nocivas presentes en el plancton del área),
a la Dirección responsable de los análisis de VPM
en Moluscos (DMA) y al ente regulador de las vedas por Mareas Rojas (DGIMyPC). Actualmente,
el Laboratorio de Hidrobiología de la UNPAT y el
Área de Oceanografía Química y Contaminación de
Aguas del CENPAT, realizan estudios sobre
fitoplancton nocivo y parámetros oceanográficos en
la zona costera patagónica.
En esta recopilación de información se presentan los diferentes casos en los que se han producido
floraciones algales nocivas y/o toxicidad de moluscos
por VPM en la zona costera patagónica. Se presenta también información sobre los perfiles de toxinas
de poblaciones de A. tamarense y de distintas especies de moluscos, así como información sobre
parámetros ambientales y efectos nocivos de los
eventos sobre la población humana (casos registrados). Las zonas estudiadas por el grupo de trabajo
comprenden el área costera de las Provincias del
Chubut y Río Negro (Bahía Engaño, Golfo Nuevo,
Península Valdés, Golfo San José y Golfo San Matías)
(Fig. 1).
METODOLOGÍA
Se tomaron muestras con red de plancton de 25
µm de apertura de malla para el análisis cualitativo y
con botellas Van Dorn para el análisis cuantitativo
de las poblaciones fitoplanctónicas. Se midieron y
dibujaron las especies con cámara clara y se tomaron fotomicrografías, en los casos de interés, con una
cámara Leica-Wild MPS32. Para la identificación
taxonómica de dinoflagelados se siguió la metodología de Balech (1988; 1995). La limpieza de los
frústulos de diatomeas se realizó según Hasle (1978)
y Round et al. (1990).
Los análisis cuantitativos se realizaron con cámara de recuento Sedgwick-Rafter de 1 ml de capacidad bajo microscopio estandar Zeiss (Guillard,
1978) y con Microcopio Invertido Leitz DMIL, siguiendo la técnica de Ütermohl (Lund et al., 1958).
Para la detección de quistes de dinoflagelados, se
extrajeron sedimentos mediante dispositivo manual
tipo Corer, y se sonicaron y lavaron las muestras
antes de su observación microscópica siguiendo la
técnica de Dale (1979).
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
Se obtuvieron muestras de las diferentes especies de moluscos bivalvos presentes en los bancos
de explotación comercial, para la determinación de
VPM. La metodología empleada fue la del bioensayo
de ratón propuesta por Sommer y Meyer (1937) y la
técnica estándar desarrollada por la AOAC (1975).
Las muestras destinadas a la determinación de
parámetros oceanográficos se tomaron con botellas
Van Dorn y se aplicaron los métodos analíticos de
Strickland y Parsons (1972). Los perfiles de toxinas
se obtuvieron a partir de los análisis cromatográficos
(HPLC) de extractos de poblaciones naturales de A.
tamarense y de moluscos, en el Centro de Vigo del
Instituto Español de Oceanografía y en el Laboratorio de Biofísica de Membrana de la Facultad de Medicina de la Universidad de Chile.
ANÁLISIS DE LOS EPISODIOS
REGISTRADOS EN LA ZONA COSTERA
COSTA DE CHUBUT (1980-1981)
En noviembre de 1980, se produjo el primer registro de evento tóxico en las costas de Península
Valdés (Carreto et al., 1981). A consecuencia de
ello se impuso una veda a la recolección,
comercialización y consumo de bivalvos entre Carmen de Patagones y Puerto Rawson y se investigó
la presencia de VPM en la zona costera de la Provincia del Chubut (entre 42° y 46°S), especialmente
en los bancos comerciales del Golfo San José. Los
mariscos analizados fueron: Aulacomya ater
(cholga), Mytilus edulis platensis (mejillón),
Aequipecten tehuelchus (vieira), Ameginomya
antiqua (almeja), Pododesmus rudi (falsa ostra) y
Pleoticus muelleri (langostino).
En la Tabla 1 se presentan algunos de los valores de toxicidad obtenidos, según bioensayo de ratón, de muestras provenientes de los golfos San José
y Nuevo y de otras aportadas por empresas
procesadoras de la zona costera de la Provincia de
Chubut.
Los análisis se hicieron a partir de extractos de
animales crudos o cocinados, completos o fraccionados. Las concentraciones de VPM en langostinos
mostraron valores que oscilaron entre muy bajos y
no detectables (ND), tanto en crudo como cocidos.
Las vieiras presentaron concentraciones desde ND
hasta 300 µg STX eq. · 100 g -1 de carne en animales
201
crudos, mientras que fueron ND en el músculo
abductor o callo. La cholga presentó los valores más
elevados en el Golfo San José y en los materiales
aportados por las plantas procesadoras y mínimos
en el Golfo Nuevo. Esto confirma que los moluscos
de las plantas provenían exclusivamente del Golfo
San José. No se observaron diferencias significativas entre animales crudos o cocidos, lo que indicó
que se trataba de una toxina termoresistente. Los
análisis efectuados en mejillones revelaron concentraciones de toxina muy elevadas (9067 µg STX eq.
· 100 g -1 de carne) en muestras recogidas en la zona
denominada «Banco Constanza» a 70 millas náuticas al este de Península Valdés, mientras que los
valores observados en la zona costera fueron muy
bajos o ND.
Las concentraciones máximas de toxina se hallaron en el Golfo San José. Los valores al sur de
Península Valdés, incluído el Golfo Nuevo, se encontraron por debajo del límite máximo admitido para
consumo humano (80 µg STX eq. · 100 g -1 de carne).
Considerando la elevada toxicidad encontrada en los
moluscos de la plataforma costera (9067 µg STX eq.
· 100 g-1 de carne), y el valor máximo en la zona
costera, observado en la boca del Golfo San José,
Punta Quiroga, (667 µg STX eq. · 100 g -1 de carne),
se hipotetizó que la iniciación de este fenómeno habría tenido lugar en la plataforma y que las microalgas
tóxicas habrían sido transportadas desde la plataforma a las zonas costeras por mecanismos de advección
física.
COSTA DE CHUBUT (1981-1984)
Entre 1981 y 1984 el Área de Productividad y
Contaminación del Centro Nacional Patagónico desarrolló estudios de toxicidad en moluscos de los
Golfos Nuevo y San José.
Entre los resultados más interesantes cabe mencionar la evolución de la concentración de VPM en
cholgas del Golfo Nuevo y en vieiras del Golfo San
José. La concentración de toxinas en cholgas mostró un máximo (1340 µg STX eq. · 100 g -1 de carne)
en la primavera (septiembre-noviembre) de 1981, descendiendo en diciembre a niveles aptos para el consumo humano o por debajo de los límites de detección. Esta situación se mantuvo hasta la primavera
de 1983, cuando de nuevo se alcanzaron valores ligeramente superiores a los niveles aptos para el consumo.
CAPÍTULO 8: EPISODIOS DE ALGAS NOCIVAS EN LA P ATAGONIA ARGENTINA
202
Tabla 1. Toxicidad por VPM medida en moluscos y crustáceos de la costa del Chubut.
Especie
Fecha
Número de
muestras
Lugar
Tipo de muestra
(µg STX eq. · 100 g )
Toxicidad
-1
Langostino
12/1980
ND - 47
3
Isla Escondida y
empresas de procesado
animales crudos
Viera
12/1980 –
1/1981
ND - 300
6
animales crudos
ND
4
Golfo San José y
empresas de procesado
Golfo San José y
empresas de procesado
Cholga
12/1980 –
2/1981
ND a 262 ± 300
316 ± 189
ND a 58 ± 14
5
2
4
Mejillón
12/1980 –
2/1981
ND - 54
3
Las vieiras del Golfo San José también presentaron elevadas concentraciones de VPM en la primavera de 1981, alcanzando valores de 1600 µg STX
eq. · 100 g-1 de carne en extractos del animal completo. Los niveles disminuyeron en diciembre, en escalas de tiempo similares a las de la cholga. En agosto
de 1982 se presentó un nuevo máximo (1120 µg STX
eq. · 100 g -1 de carne) y se mantuvieron concentraciones superiores a 200 µg STX eq. · 100 g -1 durante
el verano (enero-marzo) del 1982.
Se observaron importantes diferencias en los procesos de intoxicación y detoxificación entre las dos
especies de bivalvos estudiados en 1980 y la primavera de 1981, períodos en que se presentaron elevados niveles de toxicidad en los moluscos de ambos
golfos. Durante 1982, sólo se detectó toxicidad en
vieiras del Golfo San José, mientras que en el Golfo
Nuevo la cholga permaneció libre de toxicidad. Tanto Bahía Camarones como Comodoro Rivadavia mostraron bajos valores de toxina en cholgas en abril de
1982. En primavera de 1983, se observó un ligero
aumento de toxicidad en ambas especies en los dos
golfos, aunque en este caso las concentraciones se
mantuvieron en el límite de 80 µg STX eq. · 100 g -1
de carne. Sin embargo, la concentración llegó a 180
µg STX eq. · 100 g -1de carne en cholgas de Bahía
Camarones en la zona norte del Golfo San Jorge.
ESTUARIO DEL RÍO CHUBUT (BAHÍA ENGAÑO)
(DICIEMBRE 1984 - ENERO 1985)
Durante estos meses se produjo un brote de toxicidad por VPM en el que se alcanzaron valores de
músculo abductor (callo)
Golfo San José
animales completos crudos
Empresas de procesado animales completos cocidos
Golfo Nuevo
animales completos crudos
Golfo San José
animales completos crudos
37400 µg STX eq. · 100 g -1 de carne y que provocó la
intoxicación e incluso muerte de varias personas. Los
casos registrados fueron 18 en total, 7 de ellos requirieron internación hospitalaria, de los cuales 5 resultaron con insuficiencia respiratoria aguda, 4 de ellos
con desenlace fatal. Las muertes se produjeron en 3
de los casos antes de ingresar a terapia intensiva y
en el restante a los 30 min de estar con asistencia
respiratoria mecánica. Los 11 afectados restantes
estuvieron en observación durante 24 h (Vecchio et
al., 1986).
BAHÍA
ENGAÑO
(1985-1991)
A partir del brote de toxicidad registrado en la
zona del estuario del río Chubut (Vecchio et al.,
1986), se realizó el seguimiento de los parámetros
químicos y biológicos en la bahía. Los dos años de
muestreo demostraron la presencia de Alexandrium
tamarense (=A. excavatum) productor de VPM, tanto en forma de quistes de resistencia como de células móviles planctónicas. Esta especie fue, posiblemente, la responsable de los episodios tóxicos ocurridos durante el verano 1984-1985. Investigaciones
realizadas en el área por nuestro equipo evidenciaron
el carácter estacional de la aparición de la fase
vegetativa de A.tamarense, desde finales de la primavera hasta principios del otoño (Santinelli &
Esteves, 1993). Los quistes se detectaron en sedimentos próximos a la desembocadura del Río Chubut
y presentaron una correlación positiva con la temperatura cuando aparecieron en suspensión en la columna de agua. La fase vegetativa se correlacionó
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
203
positivamente con la salinidad, la temperatura y el
nitrato. Asimismo, se detectaron en Bahía Engaño
especies potencialmente productoras de toxinas
diarreicas, como Dinophysis acuminata, o especies
causantes de discoloraciones, como Prorocentrum
micans de amplia distribución en el Mar Argentino
(Akselman et al., 1986).
recieron a mediados de noviembre y se mantuvieron
en bajas concentraciones durante todo el período analizado, coincidiendo sus máximos con valores altos
de salinidad (33,8 psu) y temperaturas del orden de
los 20 °C (Lettieri, 1992).
Un estudio acerca de la estructura de la comunidad fitoplanctónica realizado en el estuario inferior
del Río Chubut permitió identificar las especies dominantes, entre las que se encontraban Odontella
aurita y Aulacoseira granulata, ambas formadoras
de densas floraciones (Santinelli et al., 1990). A.
granulata fue responsable de la obturación de los
filtros de las plantas potabilizadoras situadas aguas
arriba del curso inferior del Río Chubut (Sastre et
al., 1994a, b). La comunidad fitoplanctónica estuvo
dominada por Paralia sulcata, Melosira varians,
Gomphoneis herculeana, Alexandrium tamarense
y Protoperidinium balechii. Esta agrupación, característica del estuario inferior, estuvo presente todo
el año (Sastre et al., 1993).
Entre los años 1990 y 1996 se realizó el
«Monitoreo de Fitoplancton Tóxico y Toxicidad en
Moluscos» en los golfos San José y Nuevo, establecido por Decreto N°1654/85 del Gobierno de la Provincia del Chubut. Los muestreos de fitoplancton
periódicos revelaron la presencia, aparentemente
estacional, del dinoflagelado tóxico A. tamarense. Los
valores máximos se registraron en primavera-verano. La Tabla 2 muestra las concentraciones de A.
tamarense en los golfos San José y Nuevo durante
el período de monitoreo.
Entre noviembre de 1990 y mayo de 1991 se
siguió la evolución temporal del fitoplancton a intervalos semanales, detectándose A. tamarense en sus
dos formas (móvil y quística). Las fases móviles apaTabla 2. Abundancia de la especie productora de Veneno
Paralizande de Moluscos Alexandrium tamarense en los Golfos
San José y Nuevo entre 1990 y 1996.
Localidad
Concentración
Fecha
Orden de
-1
magnitud (cel · l )
Golfo San José
Golfo Nuevo
103
104
103
104
102
103
103
103
103
102
11-12/1990
10-12/1993
2/1994
11-12/1994
2-7/1995
9/1995
11-12 /1995
2-5/1996
12/1990
10/1993
102
103
102
102
103
102
Detectada, sin
cuantificar
2/1994
11-12/1994
2/1995
7/1995
9/1995
12/1995
3/1996
GOLFOS SAN J OSÉ Y NUEVO (1990-1996)
La toxicidad en moluscos bivalvos fue recurrente durante el período bajo análisis, por lo que esta
zona sufrió vedas para la extracción y
comercialización de moluscos durante importantes
períodos del año, generalmente entre septiembre y
abril, aunque en algunos años se detectó VPM también en los meses de invierno. Los valores máximos
de toxicidad registrados entre noviembre de 1990 y
marzo de 1996 en mejillón, cholga y vieira se muestran en la Tabla 3.
En colaboración con el Centro de Vigo, del Instituto Español de Oceanografía, se determinaron los
perfiles de toxinas, mediante análisis por HPLC. Se
analizaron muestras de fitoplancton que contenían
poblaciones naturales de A. tamarense, y de cholga
y vieira provenientes de bancos naturales, así como
de mejillones cultivados, todas ellos recolectados en
septiembre de 1995. Los resultados obtenidos fueron publicados (Reyero et al., 1998) y se resumen a
continuación.
El análisis de la composición de toxinas de A.
tamarense reveló que las Gonyautoxinas (GTX1,
GTX2, GTX3 y GTX4) constituían más del 95% del
contenido total de toxinas, mientras que las Nsulfocarbamoyl toxinas (C1 y C2) no representaban
más del 5%. Las toxinas GTX1 y GTX2 eran más
abundantes que sus epímeros GTX4 y GTX3, respectivamente. Esto contrasta con los resultados obtenidos por Carreto et al. (1996) en cultivos de A.
tamarense aislado de la zona costera bonaerense,
en los que las toxinas C1 y C2 fueron dominantes.
CAPÍTULO 8: EPISODIOS DE ALGAS NOCIVAS EN LA P ATAGONIA ARGENTINA
204
Esta diferencia podría ser explicada por la rápida conversión de las sulfocarbamoyl toxinas, C1 y C2, más
lábiles que las gonyautoxinas correspondientes
(GTX2 y GTX3) en nuestras muestras. Otra posible
explicación sería que las cepas, en condiciones de
cultivo, presentaran un perfil de toxinas distinto.
Los perfiles de toxinas en moluscos, mostraron
el mismo espectro en todas las especies, esencialmente GTX1, GTX2, GTX3, GTX4, C1 y C2, y trazas de dcSTX y STX. Se encontró una gran variación en las concentraciones de toxinas, sin embargo
pudieron reconocerse algunas características comunes en los perfiles. Un aspecto interesante fue la
presencia de C1 y C2 (en algunos casos las más
abundantes), en contraste con las muestras de A.
tamarense.
En cooperación con el Laboratorio de Biofísica
de Membrana, de la Facultad de Medicina de la Universidad de Chile, se hizo un seguimiento de la
detoxificación natural de VPM en moluscos
muestrados entre noviembre de 1995 y mayo de 1996
(Andrinolo et al., 1999). Los análisis por HPLC, mostraron que las toxinas más abundantes en los
moluscos fueron las Gonyautoxinas 1-4. Estos
epímeros fueron también los más abundantes en las
muestras de agua que contenían A. tamarense. La
toxicidad máxima en muestras de plancton (490 fmol
de toxina/célula), y en moluscos (631 µg STX eq. ·
100 g -1) se registró en noviembre de 1995, probablemente tras la aparición de un máximo de las poblaciones del dinoflagelado. Los valores de toxicidad
fueron disminuyendo hasta febrero de 1996, aunque
se mantuvieron siempre por encima de los niveles de
veda.
En los golfos estudiados también se registraron
especies de diatomeas potencialmente productoras
de Veneno Amnésico de Moluscos (VAM) (Ferrario
et al., 1999), aunque la presencia de ácido domoico
en los bivalvos no pudo comprobarse debido a que
aún no se habían puesto en marcha las técnicas para
su análisis. La identificación taxonómica de las
diatomeas potencialmente tóxicas se realizó en cooperación con el Departamento Científico Ficología,
Facultad de Ciencias Naturales y Museo, de la Universidad Nacional de La Plata. La Tabla 4 resume la
presencia de las especies potencialmente productoras de VAM con sus abundancias durante el período de seguimiento.
Pseudo-nitzschia multiseries
y
P.
pseudodelicatissima se registraron en el Golfo San
José, observandose sus máximos anuales a fines de
primavera y en verano, a temperaturas que oscilaron entre 12 y 18,5 °C. La presencia de la primera,
sin embargo, ha sido constante durante todo el período de seguimiento, mientras que la última sólo se detectó en casos aislados. P. australis se observó solamente en el Golfo Nuevo, a temperaturas entre 1016°C.
Otras especies potencialmente tóxicas detectadas en esta zona fueron Dinophysis fortii y D.
acuminata (Gil et al., 1989), siendo las densidades
Tabla 3. Valores máximos de toxicidad por Veneno Paralizante de Moluscos en los Golfos Nuevo y San José entre 1990 y 1996.
Localidad
Especie
Toxicidad
Período
-1
(µg STX eq. · 100g )
M. edulis platensis
4440
A. ater
441
A. tehuelchus
516
M. edulis platensis
440
M. edulis platensis
2887
A. ater
669
A. ater
306
A. ater
1601
Golfo San José
Golfo Nuevo
11/90-4/91
10/93-2/94
11/94-7/95
9/95-5/96
11/90-4/91
10/93-2/94
11/94-7/95
9/95-5/96
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
205
máximas (2000 cel · l -1) durante el verano 19941995 en el Golfo San José. Prorocentrum lima
(Santinelli et al., 1995) fue citado por primera vez
para el mismo golfo en concentraciones de 100 cel ·
l -1 . Estas especies pueden ser responsables de episodios de toxicidad por Veneno Diarreico de Moluscos
(VDM).
BAHÍA NUEVA (GOLFO NUEVO),
1988
VERANO1987-
El Golfo Nuevo fue considerado, hasta el año
1987, como una zona aparentemente libre de toxicidad. En el verano de 1987/88 se detectó en la Bahía
Nueva un pico de 13230 µg STX eq. · 100 g-1 d e
carne, que produjo intoxicación aguda por VPM de
dos personas que necesitaron hospitalización (Esteves
et al., 1992). A raíz de este episodio se realizó un
estudio intensivo de la evolución del fitoplancton y
de los parámetros ambientales. El organismo responsable fue identificado como Alexandrium
tamarense. Las mayores densidades registradas fueron de 7.5 · 105 cel · l-1, decreciendo 20 días más
tarde hasta 3100 cel · l-1. Esta floración fue seguida
de una población dominada por Prorocentrum
micans y varias especies de diatomeas, y tres meses más tarde por una floración de Skeletonema
costatum.
El afloramiento de aguas frías, a comienzos del
verano, pudo haber sido una de las causas que favoreció las floraciones de A. tamarense y P. micans.
Este afloramiento se produjo por la persistencia de
vientos de componente suroeste, con velocidades medias superiores a 20 Km · h-1, durante más de 15
días. La toxicidad por VPM decreció con el tiempo
siguiendo una cinética de primer orden con una constante de detoxificación de 0,0916 día -1 (r = 0,992).
BAHÍA NUEVA (GOLFO NUEVO),
1993
DICIEMBRE DE
Durante el mes de diciembre de 1993, se realizó
una campaña en la Bahía Nueva en la que se
muestreó un retículo de estaciones separadas entre
sí por aproximadamente 1 milla náutica. Se seleccionaron estaciones ubicadas en la zona costera frente
a la ciudad de Puerto Madryn y otras alejadas de la
zona de influencia de la ciudad. En la zona más costera se detectaron concentraciones superiores a 2 ·
106 cel · l-1 de A. tamarense y de 6.6 · 106 cel · l-1 de
P. pseudodelicatissima . Esta especie fue la más
abundante, constituyendo hasta el 75% del total
(Esteves et al., 1996). En la zona norte de la bahía
se observó también P. australis en órdenes de magnitud de 104 cel · l-1. Las condiciones oceanográficas
de la masa de agua revelaron valores relativamente
altos de salinidad y nutrientes (nitrato, nitrito, amonio,
fosfato y silicato) y tensiones menores de oxígeno
disuelto. Estas condiciones están asociadas a un aporte continental de agua dulce enriquecida en nutrientes
y con insaturación de oxígeno disuelto, que se confirma con los valores encontrados en los efluentes
que llegan a la Bahía (Esteves et al., 1997). Los valores de A. tamarense y de P. pseudodelicatissima
Tabla 4. Especies de Pseudo-nitzschia productoras de Veneno Amnésico de Moluscos registradas en los Golfos San José y Nuevo
entre 1990 y 1996.
Localidad
Especie
Concentración
Fecha
Orden de magnitud
-1
(cel · l )
P. pseudodelicatissima
104
104
103
105
10/1993
12/1994
3-5/1995
11/1995
Golfo San José
P. multiseries
104
105
105
105
105
10/1993
12/1994
2/1995
12/1995
2-5/1996
Golfo Nuevo
P. australis
104
103
103
7/1995
11/1995
3-5/1996
Golfo San José
CAPÍTULO 8: EPISODIOS DE ALGAS NOCIVAS EN LA P ATAGONIA ARGENTINA
206
detectados fueron los máximos que han sido registrados para el área de estudio. En primavera es
destacable la existencia de quistes de resistencia de
A. tamarense inoculados en la columna de agua, que
podrían favorecer el desarrollo de poblaciones móviles si las condiciones ambientales fueran propicias,
tal como sucedió en los veranos de 1988 y 1993
(Esteves et al., 1992; Santinelli et al., 1995).
CALETA VALDÉS (PENÍNSULA VALDÉS ), 19891991
En el mes de diciembre de 1989, los resultados
de una campaña realizada en la Caleta Valdés, revelaron la presencia en muestras de fitoplancton de la
especie tóxica A. tamarense en concentraciones de
103 cel · l-1 (Santinelli et al., 1993).
GOLFO SAN MATÍAS , 1992-1995
A pesar de su cercanía con el frente de Península Valdés, el Golfo San Matías se mantuvo libre de
toxicidad hasta la primavera de 1990, cuando se registró una floración inusual de A. tamarense (Carreto,
1994). Estudios posteriores demostraron la presencia de bajas densidades de A. tamarense (103 cel · l1) en puntos cercanos a la boca del golfo San José,
en la zona sur, y de P. pseudodelicatissima (104 cel
· l-1), en la zona noroeste, ambas en noviembre de
1992. P. australis se registró en septiembre de 1993
en la zona norte del golfo, a temperaturas de alrededor de 10°C, alcanzando densidades de 103 cel · l-1,
(Sastre et al., 1997). Posteriormente, en la Bahía de
San Antonio y playas adyacentes, P.
pseudodelicatissima presentó valores del orden de
105 cel · l-1 en diciembre de 1994, y de 104 cel · l-1 en
octubre de 1995 (Esteves et al., 1997), con temperaturas entre 13°C y 19,5°C y salinidades entre 34 y
35,4 psu.
CONCLUSIONES
En la zona costera norpatagónica se han detectado, desde 1980 varias especies de microalgas tóxicas. Entre ellas, la especie productora de VPM,
Alexandrium tamarense, ha ocasionado impactos
negativos en la salud pública hasta el extremo de
haber causado la muerte de varias personas y serios
perjuicios económicos al sector privado dedicado a
la explotación del recurso marisquero. Tales perjuicios se produjeron como consecuencia de las vedas
a la recolección y comercialización impuestas por
las autoridades competentes. Los estudios realizados en esta zona demuestran la importancia y
estacionalidad del fenómeno (Santinelli et al., 1994).
Se han observado además, tres especies productoras potenciales de VDM (Dinophysis acuminata,
D. fortii y Prorocentrum lima) y tres especies potenciales productoras de VAM (Pseudo-nitzschia
australis, P. multiseries y P. pseudodelicatissima.
Entre los episodios de toxicidad registrados en la
zona costera patagónica, están aquellos asociados al
frente de mareas de Península Valdés, donde se registró el primer florecimiento de A. tamarense. Desde el registro de dicha floración, el área afectada por
los episodios tóxicos se ha expandido progresivamente, hasta abarcar en la actualidad a la casi totalidad
de las costas del Mar Argentino. Estos eventos se
han vuelto crónicos y todos los años, con mayor o
menor intensidad, se producen floraciones tóxicas de
esta especie (Carreto, 1994).
En el área de Península Valdés (Golfo San José
y Norte del Golfo Nuevo), relativamente libre de impacto antrópico, las floraciones se producen recurrentemente, presentándose en general con bajas
concentraciones celulares, aun cuando el contenido
tóxico puede llegar a valores elevados. Los
florecimientos de origen natural podrían intensificarse por la eutroficación, lo que explicaría las observaciones hechas en las Bahías de San Antonio, Nueva
y Engaño, que sufren el impacto antrópico de las ciudades situadas en sus costas (Esteves et al., 1996).
Estos efectos suelen manifestarse en un incremento
de nitrógeno y fósforo, aumento de la productividad
primaria, descenso del oxígeno disuelto, deterioro de
la calidad del agua, y desarrollo de floraciones oportunistas (Aubert, 1992).
Teniendo en cuenta que en la zona costera
patagónica existe una gran diversidad de actividades
económicas -como pesca, acuicultura, turismo y recreación- y un importante asentamiento de colonias
de aves y mamíferos marinos, es necesario intensificar los estudios y controles de la presencia de
microalgas nocivas, y de las distintas toxinas que integran el complejo del VPM.
La información registrada hasta el presente en
la zona patagónica procede fundamentalmente de la
zona norte (golfos norpatagónicos y desembocadura
del río Chubut) y de la zona sur (Canal de Beagle).
Se dispone de muy poca información sobre otras
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
áreas de la Patagonia donde podrían presentarse
floraciones de especies nocivas así como toxicidad
en moluscos. Se debería ampliar la cobertura de estudios y controles a zonas costeras en donde la recolección no comercial y consumo de moluscos constituye una actividad habitual de carácter familiar.
BIBLIOGRAFÍA
Akselman, R., H.R. Benavides, R.M. Negri & J.I. Carreto,
1986. Observaciones sobre especies causantes de
discoloraciones en el Mar Argentino. Physis 44: 7374.
Andrinolo, D., N. Santinelli, S. Otaño, V. Sastre & N. Lagos, 1999. Paralytic shellfish toxins in mussels and
Alexandrium tamarense at Valdés Peninsula, Chubut,
Patagonia Argentina: Kinetic of a natural depuration.
J. Shellfish Res. 18: 203 - 209.
AOAC, 1975. Paralytic Shellfish Poison. Biological
Methods. In Horwitz, W. (ed.), Official Methods of
Analysis. AOAC, Washington DC: 319-321.
Aubert, M., 1992. Sanitary consequences of eutrophication
and related ecological disequilibria in the marine
environment. In Vollenweider, R.A., R. Marchetti & R.
Viviani (eds.), Marine Coastal Eutrophication. Elsevier,
Amsterdan: 615-629.
Balech, E., 1988. Los dinoflagelados del Atlántico
Sudoccidental. Publ. Esp. Inst. Español Ocean.1: 1-310.
Balech, E., 1995. The genus Alexandrium Halim
(Dinoflagellate). Sherkin Island Marine Station, Special
Publication.Cork, Ireland, 151pp.
Carreto, J.I., 1994. Estado actual del conocimiento de los
florecimientos de dinoflagelados productores de VPM
en el Mar Argentino. In Taller Regional COI-FANSA
sobre Planificación Científica de Floraciones Algales
Nocivas. Informes de reuniones de trabajo N° 101,
Anexo III. COI de la UNESCO: 5-6.
Carreto, J.I., C. Elbusto, H. Sancho, M. Carignan, T.
Yasumoto & Y. Oshima, 1996. Comparative studies on
Paralytic Shellfish Toxin profiles of marine snails,
mussels and an Alexandrium tamarense isolate from
the Mar del Plata coast (Argentina). Rev. Invest. Des.
Pesq. 10: 101-107.
Carreto, J.I., M. Lasta, R.M. Negri & H.R. Benavides, 1981.
Los fenómenos de marea roja y toxicidad de moluscos
bivalvos en el Mar Argentino. Contrib. INIDEP 399,
101pp.
Carreto, J.I., R.M. Negri, R.H. Benavides & R. Akselman,
1985. Toxic dinoflagellate blooms in the Argentine Sea.
In Anderson, D.M., A.W. White & D.G. Baden (eds.),
Toxic Dinoflagellates. Elsevier, New York: 147-152.
Ciocco, N., 1994. La pesquería de vieiras mediante buceo
del Golfo San José (Chubut, Argentina). In Taller
«Diagnóstico y perspectivas de las pesquerías
artesanales en América Austral (Chile-Argentina)».
207
IFOP-MAAF Fundación Tinker. Puerto Montt, Resúmenes: 7-8.
Dale, B., 1979. Collection, preparation and identification of
dinoflagellate resting cysts. In Taylor, D.L. & H.H.
Seliger (eds.), Toxic Dinoflagellate Blooms. Elsevier,
North Holland: 443-452.
Elbusto, C., A. Ballabene, C. Campero, E. Ramírez & C.
Villanueva, 1981. Toxina Paralizante de Moluscos del
Mar Argentino. Acta Bioquim. Clin. L. 15 (3): 447-456.
Esteves, J.L., N. Santinelli, V. Sastre, R. Díaz & O. Rivas,
1992. A toxic dinoflagellate bloom and PSP production
associated with upwelling in Golfo Nuevo, Patagonia
Argentina. Hydrobiologia 242: 115-122.
Esteves, J.L., M. Solís, M. Gil, N. Santinelli, V. Sastre, C.
González Raies, M. Hoffmeyer & M. Commendatore,
1996. Dos bahías patagónicas: Bahía Nueva y Bahía
Engaño. In Marcovecchio, J. (ed.), Pollution Processes
in Coastal Environments. Foundation Mar del Plata
Aquarium, Mar del Plata: 64-70.
Esteves, J.L., M. Solís, M. Gil, N. Santinelli, V. Sastre, C.
González Raies & M. Commendatore, 1997. Evaluación
de la contaminación urbana de la Bahía Nueva (Provincia de Chubut). Informes Técnicos del Plan de Manejo
Integrado de la Zona Costera Patagónica - Fundación
Patagonia Natural, Puerto Madryn, Argentina 31: 1-32.
Esteves, J.L., M. Solís, V. Sastre, N. Santinelli, M. Gil, M.
Commendatore & C. Gonzalez Raies, 1996. Evaluación
de la contaminación urbana de la Bahía de San Antonio (Provincia de Río Negro). Informes Técnicos del
Plan de Manejo Integrado de la Zona Costera
Patagónica - Fundación Patagonia Natural, Puerto
Madryn, Argentina 20: 1-25.
Ferrario, M.E, E.A. Sar, C. Castaños & F Hinz, 1999.
Potentially toxic species of the diatom genus Pseudonitzschia in Argentinian coastal waters. Nova Hedwigia
68 (1-2): 131-147.
Gil, M., V. Sastre, N. Santinelli & J.L. Esteves, 1989. Metal
content in seston from San José Gulf, Patagonia Argentina. B. Environ. Contam.Tox. 43 (3): 337-341.
Guillard, R.R.L., 1978. Counting slides. In Sournia, A. (ed.),
Phytoplakton Manual. UNESCO, Paris. 182-189.
Hallegraeff, G. M., 1993. A review of harmful algae blooms
and their apparent global increase. Phycologia 32 (2):
79-99.
Hasle, G.R., 1978. Diatoms. In Sournia, A. (ed.),
Phytoplankton Manual. UNESCO, Paris: 136-142.
Lettieri, A., 1992. Fitoplancton tóxico y toxicidad en
moluscos en zonas costeras de la Provincia del Chubut.
Seminario de Licenciatura en Ciencias Biológicas. Facultad de Ciencias Naturales. Universidad Nacional de
la Patagonia. Biblioteca Gabriel Puentes, Universidad
Nacional de la Patagonia, Sede Trelew, Argentina.
Lund, J.W.G., C. Kilpling & E.D. Le Cren, 1958. The inverted
microscope method of estimating algal numbers, and
the statistical basis of stimation by counting.
Hydrobiologia 11 (2): 143-170.
CAPÍTULO 8: EPISODIOS DE ALGAS NOCIVAS EN LA P ATAGONIA ARGENTINA
208
Reyero, M., N. Santinelli, S. Otaño, V. Sastre, E. Maroño,
J.M. Franco & A. Andrade, 1998. Toxin profils of PSP
from molluscs and phytoplankton containing
Alexandrium tamarense (Lebour) Balech in two
Patagonian gulfs (Argentina). In Reguera, B., J. Blanco, M.L. Fernández & T. Wyatt (eds.), Harmful Algae.
Xunta de Galicia and IOC of UNESCO: 507-508.
Round, R.E., R.M. Crawford & D.G. Mann, 1990. The
diatoms. Biology and morphology of genera.
Cambridge University Press, Cambridge, 747pp.
Santinelli, N., G. Caille & A. Lettieri, 1995. Harmful algae
and PSP toxicity along the Northern Patagonian coast.
Harmful Algae News, IOC of UNESCO 9:6.
Santinelli, N. & J.L. Esteves, 1993. Características químicas y fitoplanctónicas del estuario del río Chubut,
Patagonia, Argentina. Naturalia Patagónica 1 (1): 2234.
Santinelli N., V. Sastre & G. Caille, 1990. Fitoplancton del
estuario inferior del río Chubut y su relación con la
salinidad y la temperatura. Rev. Asoc. Cienc. Nat. Litoral 21 (1): 69-79.
Santinelli, N., V. Sastre & J.L. Esteves, 1993. Sistema Caleta Valdés-Laguna Punta Cero. 5. Composición y variación estacional del fitoplancton. In Caille,G., E.A. Crespo & J.L. Esteves (eds), Actas de las Jornadas Nacionales de Ciencias del Mar 1991. Universidad Nacional
de la Patagonia-Centro Nacional Patagónico
(CONICET), Puerto Madryn: 50-58.
Santinelli, N., V. Sastre & S. Otaño, 1994. Monitoreo de
fitoplancton tóxico y toxicidad en moluscos en el litoral de la provincia del Chubut (Patagonia, Argentina).
In Taller Regional COI-FANSA sobre Planificación
Científica de Floraciones Algales Nocivas. Informes
de reuniones de trabajo N° 101, Anexo III. COI de la
UNESCO: 6-9.
Sastre, V., N. Santinelli & G. Caille, 1993. Diatomeas y
dinoflagelados del estuario del río Chubut, Patagonia,
Argentina. II. Estructura de las comunidades. In Anales II Congreso Latinoamericano de Ficología Marina.
Rev. Fac. Oceanog. Pesq. Cienc. Alim. Universidad
Nacional Federico Villarreal 2: 181-192.
Sastre, A.V., N.H. Santinelli & J.L Esteves, 1997.
Fitoplancton del Golfo San Matías de tres campañas
de muestreo (Noviembre’92, Septiembre’93 y Marzo’94). Physis, A, 53 (124-125): 7-12.
Sastre, A.V., N.H. Santinelli, S.H. Otaño & M.E.
Ivanissevich, 1994a. Water quality of lower run of
Chubut river, Patagonia, Argentina. Verh. Int. Ver.
Limnol. 25: 1974-1978.
Sastre, V., N. Santinelli & M.E. Sendin, 1994b. Floración de
A u l a c o s e i r a g r a n u l a t a (Ehr.) Simonsen
(Bacillariophyceae) en el curso inferior del río Chubut.
Rev. Bras. Biol. 54 (4): 641-647.
Sommer, H. & K.F. Meyer, 1937. Paralytic Shellfish Poisoning.
Arch. Pathol. 24: 560-598.
Strickland, J. & T. Parsons, 1972. A practical handbook of
seawater analysis. Fish. Res. Bd. Can. Bull. 167: 1-310.
Vecchio, J., J. Tartaglione, J. Orozco, O. Gómez & G. Grikman,
1986. Intoxicación por V.P.M. (Marea Roja). Medicina
6: 705-707.
Zaixo, H., L. Bala, J. Berón, M. Dacar, S. Laurenti, G.
Pagnoni, C. Pastor & P. Ortega, 1991. Bases para la
utilización del Golfo San José y Península Valdés. Informe del Centro Nacional Patagónico (CONICET),
Puerto Madryn, Argentina, 47pp.
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
209
CAPÍTULO 9: EL PROYECTO «MAREA ROJA» DEL INSTITUTO
NACIONAL DE INVESTIGACIÓN Y DESARROLLO PESQUERO
(INIDEP)
JOSÉ I. CARRET O, RUT AKSELMAN, HUGO R. BENAVIDES, NORA G. MONTOYA &
RUBÉN M. NEGRI
Instituto Nacional de Investigación y Desarrollo Pesquero (INIDEP). Paseo Victoria Ocampo,1. 7600
Mar del Plata, Argentina.
OBJETIVOS DEL PROYECTO ..................................................................................... 211
PARTICIPANTES .......................................................................................................... 211
ACTIVIDADES ............................................................................................................. 211
CAPACITACIÓN E INTERCAMBIO ............................................................................ 212
SÍNTESIS DE LOS LOGROS ALCANZADOS ............................................................... 212
PROYECTOS PREVIOS ........................................................................................................... 212
PROYECTO «MAREA ROJA» .................................................................................................. 213
BIBLIOGRAFÍA ........................................................................................................... 214
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
211
EL PROYECTO «MAREA ROJA» DEL INSTITUTO NACIONAL DE
INVESTIGACIÓN Y DESARROLLO PESQUERO (INIDEP)
JOSÉ I. CARRET O, RUT AKSELMAN, HUGO R. BENAVIDES, NORA G. MONTOYA &
RUBÉN M. NEGRI
Instituto Nacional de Investigación y Desarrollo Pesquero (INIDEP). Paseo Victoria Ocampo,1. 7600
Mar del Plata, Argentina.
OBJETIVOS DEL PROYECTO
ACTIVIDADES
Establecer posibles relaciones causales entre la
ocurrencia e intensidad de las floraciones de
microalgas tóxicas y la variabilidad de parámetros
ambientales, especialmente el efecto de la radiación
ultravioleta (RUV). Con este proyecto se ampliará
el conocimiento y se desarrollará la capacidad para
la predicción y el manejo de las mareas rojas tóxicas
en diferentes ecosistemas del Mar Argentino.
- Realización de campañas periódicas de muestreo
en una estación fija (EF) a 30 km de la costa de
Mar del Plata con el objeto de conocer el ciclo
anual de la abundancia de la especie tóxica
Alexandrium tamarense y su relación con: a) los
niveles de toxicidad en el mejillón Mytilus edulis;
b) algunos factores ambientales (temperatura,
salinidad, nutrientes, pigmentos fotosintéticos,
RUV); y c) el desarrollo de la comunidad
fitoplanctónica. Los datos se obtienen de muestras de agua, plancton, sedimentos y bivalvos.
- Elaboración de una base de datos de toxicidad
por veneno paralizante de moluscos (VPM) en el
Mar Argentino por regiones geográficas consideradas.
- Realización de campañas oceanográficas en la
plataforma bonaerense durante el período de primavera-verano con el objeto de evaluar la respuesta de las poblaciones fitoplanctónicas naturales, en condiciones variables de intensidad luminosa y composición espectral de la luz.
- Realización de una campaña anual en la región
del Canal Beagle (Ushuaia) durante el período de
decrecimiento estacional de la capa de ozono, con
el objeto de evaluar el efecto del incremento de la
radiación RUV-B sobre la fotosíntesis de poblaciones fitoplanctónicas naturales.
- Evaluar la respuesta in vitro de especies de
dinoflagelados tóxicos en cultivos sometidos a
condiciones variables de intensidad luminosa y
composición espectral de la luz.
El proyecto cuenta para la realización de estas
actividades con buques de investigación
oceanográfico-pesquera con los cuales se realizan
tanto los muestreos periódicos en la EF como las
campañas en el sector de la plataforma bonaerense
en el que se ubica dicha estación.
PARTICIPANTES
INSTITUCIÓN : Instituto Nacional de Investigación y Desarrollo Pesquero (INIDEP). Paseo Victoria Ocampo
Nº 1, 7600 - Mar del Plata.
Casilla de correo 175. TE 54 223 4862586.
Correo electrónico (Responsable del proyecto)
[email protected]
LABORAT ORIO : Laboratorio de Producción Primaria y
Biotoxicidad
PERSONAL : Responsable del proyecto: José I. Carreto
Investigadores: Rut Akselman, Hugo R. Benavides,
Nora G. Montoya, Rubén M. Negri
Técnicos: Mario O. Carignan
Auxiliar Ingeniero: Daniel A. Cucchi Colleoni
OTRAS INSTITUCIONES : Como tareas integrantes del proyecto se han desarrollado actividades de intercambio
y capacitación con el Centro Oceanográfico de Vigo
perteneciente al Instituto Español de Oceanografía.
FINANCIACIÓN : INIDEP; durante los años 1996 y 1997
el proyecto contó con financiación parcial de la Unión
Europea. En los años 1998-2001 el proyecto contó
con financiación parcial del programa INCO-DC de
la Comisión Europea.
PERÍODO : Este proyecto se inició en mayo de 1994 y
continúa hasta la actualidad.
CAPÍTULO 9: E L PROYECTO «MAREA ROJA » DEL INIDEP
212
CAPACITACIÓN E INTERCAMBIO
Con el objeto de implementar nuevas técnicas se
incorporó equipamiento que requirió el desarrollo de
actividades específicas de capacitación. En este marco
y con el objeto de poner a punto los equipos y aplicar
nuevas metodologías, personal del proyecto efectuó
estadías y cursos en laboratorios europeos especializados, recibiéndose asimismo la visita de expertos.
Entre el equipamiento adquirido debe mencionarse
el siguiente: cromatógrafo líquido de alta eficacia
(HPLC), radiómetro sumergible (PUV), medidor de
irradiancia cuántica escalar, simulador solar y microscopio de epifluorescencia.
SÍNTESIS DE LOS LOGROS
ALCANZADOS
El proyecto Marea Roja constituye la última formulación de una serie iniciada en el INIDEP por el
grupo de trabajo en 1980, con ocasión de la detección del primer brote de toxicidad por VPM en la
plataforma argentina. Estos estudios han dado origen a una serie de trabajos, cuyo listado se presenta
en el último apartado.
PROYECTOS
PREVIOS
La primera detección de una floración tóxica de
VPM en la plataforma argentina se efectuó en el
área frontal de Península de Valdés en la primavera
de 1980 y fue producida por el dinoflagelado
Alexandrium tamarense (Carreto et al., 1981). La
asociación de esta primera floración a un sistema frontal y la observación de quistes de resistencia en los
sedimentos del área, permitieron plantear la hipótesis
del desarrollo de otras floraciones en temporadas subsiguientes. El estudio de un segundo episodio en esa
área frontal (Carreto et al., 1986) señaló la importancia del nivel de disponibilidad de nutrientes y del
grado de estabilidad de la columna de agua para un
rápido crecimiento en el sector estratificado del frente.
El estudio de la distribución espacial y temporal
de los registros de VPM y de A. tamarense permitió
señalar que a partir del brote inicial en la Península
de Valdés, el área tóxica se expandió a través de
pasos sucesivos hasta cubrir gran parte de la plataforma argentina (Carreto et al., 1985). Esta área
abarcó en un período de tres años desde el límite con
Uruguay hasta la latitud de la ría de San Julián (49º
15´S), postulándose que la expansión se vinculó a cen-
tros de dispersión asociados a sistemas frontales
(Carreto et al., 1985).
El ciclo de vida de A. tamarense estudiado en
cultivo (Benavides et al., 1983) permitió observar
quistes transitorios, gametos y quistes permanentes
(hipnozigotos), sugiriéndose que la formación de
gametos se vincula a un mecanismo dependiente de
la densidad de células. Análisis semicuantitativos de
los quistes de reposo de esta especie en sedimentos
de un sector de la plataforma patagónica señalaron
una amplia distribución (42-47 ºS), poniendo de manifiesto el elevado potencial de toxicidad en el área
(Orozco & Carreto, 1989).
El análisis de la variación estacional de VPM en
M. edulis de bancos de la plataforma bonaerense y
su relación con ciertas variables ambientales señalaron la tendencia a presentar los mayores niveles de
toxicidad durante la primavera, mencionándose la
asociación de los mayores valores de VPM con la
radiación solar y la velocidad del viento (Carreto et
al., 1993a).
En el Canal Beagle, durante el verano 1991-1992,
se registró un brote extraordinario de VPM producido por Alexandrium catenella, en el que tanto los
niveles de toxicidad en bivalvos como los contenidos
celulares de toxinas en el dinoflagelado fueron notablemente elevados (Carreto & Benavides, 1993;
Benavides et al., 1995).
En aguas de la plataforma se han detectado
floraciones de dinoflagelados de los géneros
Gymnodinum y Gyrodinium que presentan afinidades morfológicas con especies productoras de compuestos con actividad hemolítica (Negri et al., 1992a,
b). Estas floraciones no se relacionaron con eventos
nocivos. Se han citado, asimismo, discoloraciones
producidas por especies no toxígenas de
dinoflagelados (Noctiluca scintillans, Prorocentrum
micans) y de un ciliado (Mesodinium rubrum)
(Akselman et al., 1987).
A. tamarense y P. micans producen una serie de
compuestos que absorben en la región espectral del
UV (Carreto et al., 1989). Estos compuestos, identificados como micosporinas, actúan como
fotoprotectores (Carreto et al., 1990a). Su síntesis
es activada a altas intensidades luminosas, lo que fue
interpretado como una adaptación genética que confiere una ventaja competitiva frente a radiaciones de
corta longitud de onda (Carreto et al., 1990b). El
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
decrecimiento de la capa de ozono tiene como consecuencia el incremento de la radiación ultravioleta
UV-B sobre los ecosistemas marinos, pudiendo ser
un factor regulador adicional sobre las floraciones de
dinoflagelados que presentan características
adaptativas debido a la presencia de micosporinas
(Carreto et al.,1990b). Se ha observado así, en comunidades fitoplantónicas naturales, una marcada
fotoinhibición debido a la radiación UV-A, UV-B y
en menor medida a la radiación fotosintéticamente
activa (Carreto et al., 1996a).
En la región costera de la Provincia de Buenos
Aires se demostró la presencia de VPM en hígado
de caballa (Carreto et al., 1993a) y en vísceras de
anchoíta (Montoya et al., 1998). En la primavera de
1993, se detectó una importante mortandad de caballa en el sur de la plataforma bonaerense debido a la
transferencia trófica de VPM asociada a una floración de A. tamarense (Montoya et al., 1995). En el
contenido estomacal de ejemplares muertos se observó un perfil de toxinas diferente al de A. tamarense,
lo que sugiere mecanismos de transformación
(Montoya et al., 1996). La propagación de toxicidad
en la cadena trófica fue estudiada a través de los
perfiles de toxinas de A. tamarense, de M. edulis y
de varios gasterópodos marinos, revelándose diferencias significativas entre la composición tóxica del
dinoflagelado y la acumulada en los tejidos de los
consumidores primarios y secundarios (Carretoet al.,
1996b).
PROYECTO «MAREA ROJA»
Carreto et al. (1998a) efectuaron un estudio de
revisión de las floraciones de A. tamarense y de los
patrones de toxicidad por VPM en relación con aspectos oceanográficos, sobre la base de datos históricos de la distribución y abundancia de la especie y
de los registros de toxicidad en la plataforma argentina en el período comprendido entre los años 19801995. Se observó un señalado sincronismo en la etapa de iniciación del fenómeno de toxicidad (invierno
tardío-comienzo de primavera) en la amplia área entre 35º y 45ºS, registrándose los mayores niveles de
toxicidad en la región frontal de Península de Valdés.
Al norte de la latitud 41ºS el crecimiento de A.
tamarense se inicia en los frentes costeros, originado en la germinación de los quistes de reposo en invierno tardío. En esta región puede producirse
esporádicamente la advección hacia la costa de las
poblaciones de A. tamarense , afectando a los
213
moluscos de la zona costera.
El análisis del promedio de los máximos mensuales de toxicidad en la plataforma presenta un ciclo
bimodal con un primer incremento al comienzo de la
primavera y un segundo, mucho mayor, al final de la
primavera-comienzos del verano. Si bien la primera
moda comienza en toda el área en la primavera temprana, la expresión del máximo principal presenta un
desplazamiento temporal en sentido norte-sur registrado desde mediados de la primavera hasta el verano.
En la plataforma bonaerense, en adición al máximo primaveral de VPM causado por A. tamarense,
durante algunos años se registra un incremento otoñal asociado a la presencia en el plancton de
Gymnodinium catenatum, otra especie productora
de toxinas paralizantes (Carreto & Akselman, 1996;
Akselman et al., 1998).
El análisis de los resultados del estudio del primer ciclo anual de A. tamarense, factores ecológicos
y toxicidad en la EF y el área adyacente (Carreto et
al., 1998a) permitió señalar que:
- La abundancia de quistes de reposo en sedimentos, la presencia de las primeras células
vegetativas a fines de invierno y la concentración
de A. tamarense en la columna de agua hasta
comienzos del verano, indican que el crecimiento
in situ es el factor principal en la etapa de iniciación del florecimiento;
- La especie productora de toxinas compite con las
diatomeas durante la floración primaveral;
- Las poblaciones de dinoflagelados están sujetas a
la variabilidad de las condiciones hidrológicas y
meteorológicas, que se reflejan como pulsos de
toxicidad en las poblaciones bentónicas de
bivalvos.
En referencia a toxinas amnésicas de moluscos
y en una primera evaluación de la presencia e importancia de las especies de Pseudo-nitzschia en el área
bonaerense (Negri & Inza, 1998), se identificaron P.
pungens, P. australis, P. fraudulenta, P. turgidula
y P. cf. pseudodelicatissima. En la mayor parte de
los casos fueron encontradas en bajas concentraciones celulares, salvo P. turgidula que alcanzó concentraciones de 3.3 · 106 cel · l-1 en las proximidades
del borde de la plataforma. Recientemente (julio de
2000), durante una floración de P. australis se detectó por primera vez la presencia de ácido domoico
CAPÍTULO 9: E L PROYECTO «MAREA ROJA » DEL INIDEP
214
en el plancton, mejillones y contenido estomacal de
anchoítas en un sector de la plataforma de la Provincia de Buenos Aires (Montoya et al., datos no publ.).
BIBLIOGRAFÍA
Akselman, R., 1994. Especies fitoplanctónicas toxigénicas
o potencialmente nocivas detectadas en el Mar Argentino. In COI-Taller Regional de Planificación Científica sobre Floraciones Algales Nocivas. Informes de
Reuniones de Trabajo Nº 101, Anexo III: 2-4.
Akselman, R. 1999. Dinofíceas toxigénicas o potencialmente nocivas en la plataforma argentina: un reporte
actualizado sobre su estudio. Notas Botánicas, Soc.
Arg. Bot., Conferencias sobre aspectos metodológicos
en algas: 13-20.
Akselman, R., H.R. Benavides, R.M. Negri & J.I. Carreto,
1987. Observaciones sobre especies causantes de
discoloraciones en el Mar Argentino. Physis, Sec. A,
44 (107): 73-74.
Akselman, R., J.I. Carreto & N.G. Montoya, 1998.
Gymnodinium catenatum and autumn toxicity in
northern shelf waters of Argentina. In Reguera, B., J.
Blanco, M.L. Fernández & T. Wyatt (eds.), Harmful
Microalgae. Xunta de Galicia and IOC-UNESCO
Publishers: 122-123.
Benavides, H.R., R.M. Negri & J.I. Carreto, 1983. Investigaciones sobre el ciclo de vida del dinoflagelado tóxic o G o n y a u l a x e x c a v a t a (Braarud) Balech
(Dinophyceae). Physis , Sec. A, 41 (101): 135-142.
Benavides, H., L. Prado, S. Díaz & J.I. Carreto, 1995. An
exceptional bloom of Alexandrium catenella in the
Beagle Channel, Argentina. In Lassus, P., G. Arzul, E.
Erard-LeDenn, P. Gentien, C. Marcaillou-LeBaut (eds.),
Harmful Marine Algal Blooms. Lavoisier, Paris: 113119.
Carreto, J.I., 1987. Red tides and toxic algal blooms in the
South western Atlantic. IOC Workshop on
International Cooperation in the Study of Red Tides
and Oceans Blooms. IOC Workshop Report Nº57.
Carreto, J.I., 1994a. Estado actual del conocimiento de los
florecimientos de dinoflagelados productores de VPM
en el Mar Argentino. In COI-Taller Regional de Planificación Científica sobre Floraciones Algales Nocivas.
Informes de Reuniones de Trabajo Nº 101. Anexo III: 56.
Carreto, J.I., 1994b. Respuestas del fitoplancton marino a
la radiación ultravioleta. Deplección de ozono y probables cambios en la estructura de las comunidades
fitoplanctónicas. In COI-Taller Regional de Planificación Científica sobre Floraciones Algales Nocivas. Informes de Reuniones de Trabajo Nº 101. Anexo III: 6.
Carreto, J.I., R. Akselman, M.O. Carignan, A.D. Cucchi
Colleoni & M. Pájaro, 1993a. Presencia de veneno paralizante de moluscos en hígado de caballa de la región
costera bonaerense. INIDEP Doc. Cient. 2: 53-59.
Carreto, J. I. & R. Akselman, 1996. Gymnodinium
catenatum and autumnal toxicity in Mar del Plata,
Harmful Algae News 15, IOC of UNESCO: 1, 3.
Carreto, J. I., R. Akselman,N. G. Montoya , R. M. Negri, H.
R. Benavides, M. O.Carignan & A. D.Cucchi Colleoni,
1998b. Alexandrium tamarense bloom dynamics and
Mytilus edulis toxicity in the coastal waters off Mar
del Plata (Argentina). In Reguera, B., J. Blanco, M. L.
Fernández & T. Wyatt (eds.), Harmful Algae. Xunta de
Galicia and IOC of UNESCO Publishers: 135-138.
Carreto, J.I., H.R. Benavides, R.M. Negri & P.D. Glorioso,
1986. Toxic red tide in the Argentine Sea: Phytoplankton
distribution and survival of the toxic dinoflagellate
Gonyaulax excavata in a frontal area. J. Plankton Res.
8 (1): 15-28.
Carreto, J.I. & H. R. Benavides, 1989. Phytoplankton
nutrients and fertilization mechanisms. In Second IOC
Workshop on Sardine/Anchovy Recruitment Project
(SARP) in the Southwest Atlantic. IOC Workshop
Report: 65.
Carreto, J.I. & H. R. Benavides, 1993. World record of PSP
in southern Argentina. Harmful Algae News 5, IOC of
UNESCO: 2.
Carreto, J.I., H.R. Benavides, M.O. Carignan, R.M. Negri,
R. Akselman & A.D. Cucchi Colleoni, 1996a.
Photosynthetic response of natural phytoplankton
populations to environmental ultraviolet radiation. In
Yasumoto, T., Y. Oshima, & Y. Fukuyo (eds.), Harmful
and Toxic Algal Blooms. IOC of UNESCO: 325-328.
Carreto, J.I., M.O. Carignan, G. Daleo & S.G. De Marco,
1990a. Occurrence of mycosporine-like aminoacids in
the red tide dinoflagellate Alexandrium excavatum.
UV-protective compounds?. J. Plankton Res. 12: 909921.
Carreto J.I., M.O Carignan. & N.G. Montoya, 2001.
Comparative studies on mycosporine-like amino acids,
paralytic shellfish toxins and pigment profiles of the
toxic dinoflagellates Alexandrium tamarense,
Alexandrium catenella and Alexandrium minutum.
Mar. Ecol. Progr. Ser. 223: 49-60.
Carreto, J.I., S.G. de Marco & V.A. Lutz, 1989. UV-Absorbing
pigments in the dinoflagellates Alexandrium
excavatum and Prorocentrum micans. Effects of light
intensity. In Okaichi, T., D.M. Anderson & T. Nemoto
(eds.), Red Tides: Biology, environmental science and
toxicology. Elsevier, New York: 333-336.
Carreto, J.I., C. Elbusto, H. Sancho, M.O. Carignan, A.D.
Cucchi Colleoni, S.G. De Marco & A. Fernández, 1993a.
An exploratory analysis of the Mar del Plata shellfish
toxicity area (1980-1990). In Smayda, T.J. & Y. Shimizu
(eds.), Toxic phytoplankton blooms in the sea. Elsevier,
Amsterdam: 377-382.
Carreto, J.I., C. Elbusto, H. Sancho, M.O. Carignan, T.
Yasumoto & Y. Oshima, 1996b. Comparative studies on
paralytic shellfish toxin profiles of marine snails,
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
mussels and an Alexandrium tamarense isolate from
the Mar del Plata coast (Argentina). Rev. Invest. Des.
Pesq. 10: 101-107.
Carreto, J.I., M. Lasta, R.M. Negri & H.R. Benavides, 1981.
Los fenómenos de marea roja y toxicidad de moluscos
bivalvos en el Mar Argentino. Contr. INIDEP 399: 1-55.
Carreto, J.I., V. A. Lutz, S. G. de Marco & M.O. Carignan,
1990b. Fluence and wavelength dependence of
mycosporine-like amino acids synthesis in the
dinoflagellate Alexandrium excavatum. In Granéli, E.,
B. Sundström, L. Edler & D. M. Anderson (eds.), Toxic
Marine Phytoplankton. Elsevier, N. York: 275-279.
Carreto, J.I., N.G. Montoya, A.D. Cucchi Colleoni & R.
Akselman, 1998a. Alexandrium tamarenseblooms and
shellfish toxicity in the Argentine Sea: a retrospective
view. In Reguera, B., J. Blanco, M.L. Fernández & T.
Wyatt (eds.), Harmful Algae. Xunta de Galicia and IOC
of UNESCO Publishers: 131-134.
Carreto, J.I, R.M. Negri, H.R. Benavides & R. Akselman,
1985. Toxic dinoflagellates blooms in the Argentine Sea.
In Anderson, D.M., A.W. White & D.G. Baden (eds.),
Toxic dinoflagellates. Elsevier, New York: 147-152.
Carreto J.I., M. Seguel, N.G. Montoya, A. Clément & M.O.
Carignan, 2001. Pigment profile of the ichthyotoxic
dinoflagellate Gymnodinium sp. from a massive bloom
in southern Chile. J. Plankton Res. 23: 1171-1175.
Elbusto, C., J.I. Carreto, H.R. Benavides, H. Sancho, A.D.
Cucchi Colleoni, M.O Carignan & A. Fernández, 1993.
Paralytic shellfish toxicity in the Argentine sea in 1990:
An extraordinary year. In Smayda, T. J. & Y. Shimizu
(eds.), Toxic phytoplankton blooms in the sea. Elsevier,
Amsterdam: 229-233.
Montoya, N. G., 1994. Determination of algal toxins in
Argentine. IOC Workshop Report 2: 1-2.
Montoya, N.G., R. Akselman, M. Pájaro, R. Perrotta & J.I.
Carreto, 1995. Mortalidad de caballa (Scomber
japonicus) en la plataforma bonaerense (Mar Argentino) asociada a un florecimiento del dinoflagelado tóxico Alexandrium tamarense . Rev. Invest. Des. Pesq.
11: 145-152.
215
Montoya, N.G., R. Akselman, J.M. Franco & J.I. Carreto,
1996. Paralytic shellfish toxins and mackerel ( Scomber
japonicus) mortality in the Argentinian Sea. In
Yasumoto, T., Y. Oshima, & Y. Fukuyo (eds.), Harmful
and Toxic Algal Blooms. IOC of UNESCO: 417-420.
Montoya, N.G., M. I. Reyero, R. Akselman, J.M. Franco &
J.I. Carreto, 1998. Paralytic shellfish toxins in the
anchovy Engraulis anchoita from the Argentinian
coasts. In Reguera, B., J. Blanco, M.L. Fernández & T.
Wyatt (eds.), Harmful Microalgae. Xunta de Galicia and
IOC of UNESCO Publishers: 72-73.
Negri, R.M., R. Akselman & H.R. Benavides, 1992a. Floración excepcional de un dinoflagelado en aguas de plataforma de Argentina y Uruguay. Com. Tec. Mix. Frente Marit., 11 (A): 115-122.
Negri, R.M., J.I. Carreto, H.R. Benavides, R. Akselman &
V.A. Lutz, 1992b. An unusual bloom ofGyrodinium cf.
aureolum in the Argentine Sea: community structure
and conditioning factors. J. Plankton Res. 14 (2): 261269.
Negri, R.M. & D. Inza, 1998. Some potentially toxic species
of Pseudo-nitzschia in the Argentine Sea (35°-39°S).
In Reguera, B., J. Blanco, M. L. Fernández & T. Wyatt
(eds), Harmful Algae. Xunta de Galicia and IOC of
UNESCO Publishers: 84-85.
Orozco, F.E. & J.I. Carreto, 1989. Distribution of
Alexandrium excavatum resting cysts in a Patagonic
shelf area (Argentina). In Okaichi, T., D.M. Anderson
& T. Nemoto (eds.), Red Tides: biology, environmental
science and toxicology. Elsevier, New York: 307-311.
Perrotta, R.G., A. Madirolas, M.D. Viñas, R. Akselman, R.
Guerrero, M.F. Sánchez, F. López, F. Castro-Machado
& G. Macchi, 1999. La caballa ( Scomber japonicus) y
las condiciones ambientales en el área de «El Rincón»
(39°- 40°30’S). Agosto, 1996. INIDEP Inf. Tec. N°26, 29
pp.
Santos, B.A. & J.I. Carreto, 1992. Migraciones verticales
de Alexandrium excavatum(Braarud) Balechet Tangen
en columnas experimentales. Bol. Oceanogr. Sao Paulo
40 (1/2):15-25.
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
217
CAPÍTULO 10: FLORACIONES DE MICROALGAS NOCIVAS EN
BRASIL: ESTADO DEL ARTE Y PROYECTOS EN CURSO
CLARISSE ODEBRECHT 1 , SANDRA M.F.O. AZEVEDO 2, VIRGINIA M.T. GARCIA 1 ,
VERA L.M. HUSZAR 3 , VALERIA F. MAGALHAES 2, MARIÂNGELA MENEZES 3, LUÍS
A.O. PROENÇA 4 , LEONARDO R. RÖRIG 4, DENISE R. TENENBAUM 5,6 , MARIA CÉLIA
VILLAC5 & JOÃO S. YUNES1
1 Fundação Universidad Federal do Rio Grande. Caixa Postal 474, 96201-900 Rio Grande, RS, Brasil.
2 Núcleo de Pesquisas de Productos Naturais, Universidad Federal do Rio de Janeiro, Cidade
Universitária, CCS-Bloco H, Rio de Janeiro, RJ, 21949-590, Brasil.
3 Museu Nacional, Universidad Federal do Rio de Janeiro, Quinta da Boa Vista, Rio de Janeiro, RJ, 21940540, Brasil.
4 Universidad do Vale do Itajaí, Centro de Ciências da Terra e do Mar, Caixa Postal 360, Itajaí, SC, 88302202, Brasil.
5 Instituto de Biologia, Universidad Federal do Rio de Janeiro, Cidade Universitária, CCS-Bloco A, Rio de
Janeiro, RJ, 21949-900, Brasil.
6 Departamento de Oceanografia, Instituto de Geociências, Universidad do Estado do Rio de Janeiro, Rua
São Francisco Xavier, 524, sala 4020 E, Rio de Janeiro, RJ, 20550-900, Brasil.
ANTECEDENTES Y ESTADO DEL ARTE .................................................................... 219
PROYECTOS FAN EN CURSO EN EL BRASIL ............................................................ 222
I. Microalgas Marinas ....................................................................................................... 222
DIATOMEAS POTENCIALMENTE TÓXICAS EN EL ESTADO DE RIO DE J ANEIRO ..................................... 222
PROGRAMA PILOTO DE MONITOREO DE ALGAS NOCIVAS EN EL LITORAL DE SANTA CATARINA, BRASIL .... 223
INFLUENCIA DE LOS FACTORES FÍSICO-QUÍMICOS EN LA GERMINACIÓN DE QUISTES Y CRECIMIENTO DE
DINOFLAGELADOS POTENCIALMENTE NOCIVOS EN EL EXTREMO SUR DE BRASIL .............................. 225
FLORACIONES DE FITOPLANCTON EN EL EXTREMO SUR DE BRASIL .................................................. 226
II. Cianobacterias continentales con efectos en los ecosistemas marinos ..................................... 226
CAUSAS Y CONSECUENCIAS DE LA PRESENCIA DE CIANOBACTERIAS TÓXICAS EN ECOSISTEMAS BRASILEÑOS . 226
FITOPLANCTON DE LAGUNAS COSTERAS DEL ESTADO DE RIO DE J ANEIRO ........................................ 228
EFECT O DEL BALANCE DE NUTRIENTES Y DE LOS FACT ORES FÍSICOS EN LAS FLORACIONES DE CIANOBAC TERIAS TÓXICAS EN EL ESTUARIO DE LA LAGUNA DE LOS PATOS , RS, BRASIL ................................... 229
PROYECTOS ACTUALES Y FUTUROS .......................................................................................... 230
BIBLIOGRAFÍA ........................................................................................................... 230
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
219
FLORACIONES DE MICROALGAS NOCIVAS EN BRASIL: ESTADO DEL
ARTE Y PROYECTOS EN CURSO
CLARISSE ODEBRECHT 1 , SANDRA M.F.O. AZEVEDO 2, VIRGINIA M.T. GARCIA 1 ,
VERA L.M. HUSZAR 3 , VALERIA F. MAGALHAES 2, MARIÂNGELA MENEZES 3, LUÍS
A.O. PROENÇA 4 , LEONARDO R. RÖRIG 4, DENISE R. TENENBAUM 5,6 , MARIA CÉLIA
VILLAC5 & JOÃO S. YUNES1
1 Fundação Universidad Federal do Rio Grande. Caixa Postal 474, 96201-900 Rio Grande, RS, Brasil.
2 Núcleo de Pesquisas de Productos Naturais, Universidad Federal do Rio de Janeiro, Cidade
Universitária, CCS-Bloco H, Rio de Janeiro, RJ, 21949-590, Brasil.
3 Museu Nacional, Universidad Federal do Rio de Janeiro, Quinta da Boa Vista, Rio de Janeiro, RJ, 21940540, Brasil.
4 Universidad do Vale do Itajaí, Centro de Ciências da Terra e do Mar, Caixa Postal 360, Itajaí, SC, 88302202, Brasil.
5 Instituto de Biologia, Universidad Federal do Rio de Janeiro, Cidade Universitária, CCS-Bloco A, Rio de
Janeiro, RJ, 21949-900, Brasil.
6 Departamento de Oceanografia, Instituto de Geociências, Universidad do Estado do Rio de Janeiro, Rua
São Francisco Xavier, 524, sala 4020 E, Rio de Janeiro, RJ, 20550-900, Brasil.
ANTECEDENTES Y ESTADO DEL ARTE
En los estudios de floraciones de algas nocivas
(FAN) en Brasil se pueden identificar dos fases:
1) Fase Descriptiva, en la que se registraron episodios acaecidos desde principios del siglo XX hasta
la fecha;
2) Fase Descriptivo-Experimental, a partir de
1995, en la que se incluyeron estudios sobre las toxinas.
La transición de la primera fase a la segunda
coincide con la puesta en marcha del programa
Harmful Algal Blooms de la Comisión Oceanográfica
Intergubernamental (COI, UNESCO) en 1991 y la
participación de investigadores brasileños en actividades de este programa. Esto condujo a una intensificación de las actividades de formación y capacitación mediante la participación en cursos intensivos,
colaboración entre los investigadores y formación de
estudiantes en líneas de investigación relacionadas
con las FAN.
En la Tabla 1 se relacionan episodios de mortandades masivas de fauna marina, principalmente de
peces, moluscos y crustáceos, registrados en diversos puntos de la costa brasileña y asociados a la presencia de especies potencialmente nocivas; en algunos casos se añade información sobre las condicio-
nes ambientales. El primer registro histórico detallado de episodio de algas nocivas en Brasil data de
principios de siglo. En este primer trabajo (Faria, 1914)
se relatan mortandades de peces en la Bahía de
Guanabara en junio de 1913, asociadas a floraciones
superficiales del dinoflagelado Glenodinium
trochoideum (= Scrippsiella trochoidea). Faria
concluyó que posiblemente el dinoflagelado producía
substancias tóxicas que causarían la muerte de ciertos peces por ingestión de la microalga o tal vez por
secreción de toxinas al agua circundante. Hoy día S.
trochoidea ya no se incluye en la lista de especies
productoras de toxina; lo más probable es que la
mortandad de 1913, relatada por Faria, se debiera a
problemas de anoxia (reducción de la concentración
de oxígeno disuelto) debido a la elevada densidad alcanzada por el dinoflagelado (108 cel · l -1, según estimaciones obtenidas por contajes de muestras de agua
centrifugada). Años después se observaron eventos
similares en la Bahía de Guanabara asociados a
floraciones de la misma especie (Oliveira, 1947, 1950).
El examen detallado de la Tabla 1 y la figura 1
muestra que el número de registros de floraciones de
algas nocivas en Brasil, que se concentran entre la
costa sur y sureste, es relativamente pequeño. Estos
datos son sorprendentes si se considera el período de
tiempo analizado y la extensión de la costa brasileña,
desde 4o 30’ N a 33o 44’ S, lo que corresponde a
8500 km de costa (Fig. 1). La existencia de mayor
CAPÍTULO 10: FLORACIONESDE MICROALGAS NOCIVAS EN BRASIL: ESTADO
DEL ARTE Y PROYECTOS EN CURSO
220
Tabla 1. Lugar, fecha , observaciones y microalgas presentes durante los problemas ambientales observados en regiones costeras de
Brasil (N.D. No determinado).
Nº Referencia
autor / Localidad
AÑO (mes)
OBSERVACIONES
1/Bahía de
Guanabara (RJ)
1913 (6)
Manchas color ocre rojo
2/Cananéia (SP)
1920 (12)
Agua betuminosa
3/Bahía de
Guanabara (RJ)
1946 (8)-1948 (4)
4/Tamandaré y
Recife (PE)
1963
(10)
1966-1971
5/Lagunas
costeras (RJ)
MICROALGA
PROBLEMA
AMBIENTAL
Glenodinium(=Scrippsiella)
trochoideum
Mortandad de peces
N. D.
Mortandad de peces
Glenodinium(=Scripsiella)
trochoideum
Mortandad de peces
Manchas color crema, verdeclaro o rojizas
Trichodesmium erythraeum
(=Oscillatoria erythraeum)
Relacionado con la "febre de
Tamandaré" = "doença de
Tingui"
Manchas rojizas, amarillentas
o anaranjadas
Gymnodinium sp.
Mortandad de peces
Mortandad de peces
6/Itanhaém (SP)
1978 (4)
Manchas marrones en la
playa
Asterionellopsis glacialis
7/Hermenegildo
(RS)
1978 (4)
Después de fuerte resaca
Gymnodinium sp.
Mortandad de bivalvos
Irritación de vías respiratorias
en humanos
8/Hermenegildo
(RS)
1981 (7)
Después de fuerte resaca
Gyrodinium aureolum
Mortandad de moluscos,
cnidarios y equinodermos
Intoxicación por bivalvo e
irritación de vías respiratorias
9/Litoral de São
Paulo (SP)
1983 (8)
Manchas marrones
10/Lagoa de la
Barra (RJ)
1990 (1)
Cociente N/P bajo, pH alto.
11/Litoral de
Santa Catarina
(SC)
1990
N.D.
12/Litoral de Rio
Grande do Sul
(RS)
1993 (3)
Después de fuerte resaca
13/Chuí y
Hermenegildo
(RS)
1994 (12)
N.D.
14/Bahía de
Sepetiba (RJ)
1998 (1/2)
Mancha verdosa
15/Arraial do
Cabo y Búzios
(RJ)
1998 (10-11)
16/Costas de Rio
de Janeiro (RJ)
17/Laguna
Rodrigo de Freitas
(RJ)
1991-2
1996-7
1999-2000 (12-1)
2000 (3)
Epífita en algas bentónicas
Manchas marrones
Cociente N/P bajo, pH alto,
transparencia baja.
Gymnodinium breve
Mortandad de peces
Resultados negativos en los
tests de toxicidad
Synechocystis aquatilis
Mortandad de peces. Tests de
toxicidad positivos
Dinophysis spp.
Intoxicación por Veneno
Diarreico de Moluscos (DSP)
Gyrodinium cf. aureolum
Mortandad de crustáceos y
moluscos (Mesodesma
mactroides)
Dinoflagelados,
silicoflagelados y diatomeas
Mortandad de moluscos
bivalvos Mesodesma
mactroides
Chattonella sp.
Dermatosis por contacto
primario
Prorocentrum sp.
Mortandad de erizos
(Echinometra lacunter)
Tetraselmis sp.
Synechocystis aquatilis f.
salina
Contaminación visual que
afectó al turismo
Mortandad de peces
1 Faria, 1914; 2 Dias, 1992; 3 Oliveira, 1947, 1950; 4 Satô et. al., 1963/4; 5 Semeraro & Costa, 1972; 6 Zavala-Camin & Yamanaka,
1980; 7 Machado, 1979; Tommasi, 1983; 8 Rosa & Buselato, 1981; 9 Anónimo, 1983; 10 Azevedo & Carmouze, 1994; Domingos et
al., 1994; 11 Zenebon & Pregnolatto, 1992; 12 Garcia et al., 1994; Odebrecht et al., 1995a; 13 Méndez, 1995; 14 Tenenbaum et al.,
1998; 15 C.E.L. Ferreira (com. pers., Inst. Est. Mar Alte. Paulo Moreira, RJ); 16 M. Menezes (com. pers., Museu Nacional, UFRJ);
17 Huszar y colaboradores (datos no publicados).
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
221
50 º W
0º
PE
BRASIL
RJ
SP
SC
30 º S
RS
Fig. 1. Localización de las floraciones de microalgas observadas
durante los efectos nocivos registrados en la costa de Brasil. PE
Pernambuco; RJ Río de Janeiro; SP São Paulo; SC Santa Catarina;
RS Río Grande do Sul.
información sobre la región sur-sudeste se debe, sin
duda, a la mayor concentración de investigadores en
esta zona.
La relación entre la presencia de microalgas y
los problemas ambientales relacionados en la Tabla 1
fue dudosa o equívoca en algunos casos. Así pues, la
observación de Gymnodinium breve en el litoral de
São Paulo (Tabla 1, ref. 9) puede ser cuestionada, ya
que la identificación precisa de especies del género
Gymnodinium requiere con frecuencia el uso de
microscopía electrónica. Además, se trata de una
especie común en el Golfo de México y poco frecuente en el resto del mundo. Otro caso ambiguo es
la presencia de la diatomea Asterionellopsis
glacialis asociada con la mortandad de peces en el
litoral de São Paulo en 1978 (Tabla 1, ref. 6). Esta
especie no ha sido reconocida como productora de
toxinas; por el contrario, constituye una importante
fuente de alimento para la fauna de zonas de rompiente en las playas de la costa sur de Brasil (Gianuca,
1985; Garcia & Gianuca, 1997), donde frecuentenente
alcanza elevadas densidades como resultado de una
combinación de factores hidrográficos y meteorológicos: los vientos fuertes de componente sur-suroeste causan un aumento de la energía del oleaje y suspenden las células del sedimento, concentrándolas en
la superficie de la zona de rompiente en las playas
arenosas expuestas (Odebrecht et al ., 1995b;
Odebrecht & Abreu, 1997a; Rörig, 1997; Rörig e t
al., 1997). Por otro lado, en cuatro ocasiones se re-
gistraron mortandades de fauna en el extremo sur de
Brasil (refs. 7, 8, 12 y 13 de la tabla) asociadas con la
presencia de flagelados, entre ellos el dinoflagelado
Gyrodinium cf. aureolum (Odebrecht et al., 1995a),
especie responsable de mortandades de moluscos
bivalvos en otras regiones del mundo (Shumway,
1990).
El síndrome conocido como «febre de
Tamandaré», también denominado «Tingui» ha sido
asociado con la presencia de la cianobacteria marina
Trichodesmium erythraeum en la costa nordeste de
Brasil. Este episodio, que causa grandes molestias a
la población, generalmente en verano, fué descrito la
primera vez por Satô et al. (1963-1964). Posteriormente se han observado densas floraciones de esta
cianobacteria en 1996, 1997 y 1999 (Carvalho et al.,
1999).
Se han registrado floraciones nocivas de
rafidofíceas en las costas de Rio de Janeiro
(Chatonella sp., Sevrin-Reyssac et al ., 1979;
Tenenbaum et al., 1998), y de Rio Grande do Sul
(Fibrocapsa japonica y Chatonella sp., Odebrecht
& Abreu, 1995). La observación de dermatosis por
contacto primario representa una alerta de riesgo ante
posibles problemas futuros asociados a la presencia
de estos organismos. Se han encontrado otras
microalgas marinas potencialmente tóxicas, como
diatomeas del género Pseudo-nitzschia (Rörig, 1997;
Villac et al., 1996; Villac & Tenenbaum, en prensa;
Odebrecht et al., en prensa), especies no identificadas de haptofíceas (Chrysochromulina spp.,
Prymnesium spp., Bergesch, com. pers.) y
rafidofíceas (Heterosigma spp., Persich et al., 1998),
así como cianobacterias del género Trichodesmium
(Rörig et al., 1998a) en aguas esturinas y/o costeras
de Brasil. Se requieren estudios más detallados para
establecer el riesgo de episodios nocivos asociados a
estas especies. Además de las anteriores, hay que
tener en cuenta a la cianobacteria límnica Microcystis
aeruginosa, productora de toxinas (microcistinas),
y que puede ser transportada hasta estuarios y regiones costeras (Yunes et al., 1996) donde sus consecuencias aún no se conocen.
Los estudios epidemiológicos asociados a algas
marinas nocivas en Brasil son casi inexistentes. La
única referencia disponible para el litoral de Santa
Catarina describe una intoxicación de personas con
síntomas semejantes a los producidos por toxinas del
grupo DSP, asociada a la presencia de dinoflagelados
CAPÍTULO 10: FLORACIONESDE MICROALGAS NOCIVAS EN BRASIL: ESTADO
DEL ARTE Y PROYECTOS EN CURSO
222
del género Dinophysis (ref. 11). Estudios posteriores confirmaron la presencia de ácido okadaico en
moluscos, lo que sumado a la distribución conocida
de especies potencialmente productoras de toxinas
en Brasil sugiere que las toxinas DSP son comunes
en las costas de Santa Catarina (Proença et al., 1998
a,b). Así pues, la información disponible muestra sin
lugar a dudas que existen problemas asociados a las
floraciones de especies nocivas de microalgas marinas en Brasil, pero su descripción no es lo suficientemente precisa como para permitir emprender un estudio de evaluación de su impacto, sobre todo en lo
que se refiere a daños a la salud pública.
La segunda fase, de carácter descriptivo-experimental, sobre las FAN en Brasil, está en pleno desarrollo, como se puede apreciar en la lista de proyectos y referencias relacionados a continuación. El gran
impulso dado recientemente al desarrollo de cultivos
de moluscos bivalvos en la costa sur del país (Estado
de Santa Catarina, Proença & Rörig, 1995), motivó
el desarrollo de un trabajo pionero en Brasil. Los análisis de toxinas mediante bioensayos y cromatografia
líquida de alta eficacia (HPLC) revelaron la presencia de toxinas diarreicas (DSP, Proença et al., 1998
a, b, 1999a) y paralizantes (PSP, Proença et al.,
1999b) en los moluscos de esta región, donde se identificaron cuatro especies del género Dinophysis, potencialmente productoras de DSP. Los análisis de
ficotoxinas por HPLC se aplican hoy día a los estudios sobre diatomeas del género Pseudo-nitzschia
en las costas de Rio de Janeiro y Rio Grande do Sul,
para identificar las especies potencialmente tóxicas
previamente descritas mediante microscopia electrónica.
Hay experimentos en curso encaminados a esclarecer la influencia de los factores físico-químicos
en la germinación y crecimiento de dinoflagelados
potencialmente nocivos en el extremo sur de Brasil.
En esta región se detectaron por primera vez altas
densidades de Alexandrium tamarense en agosto de
1996. En Rio de Janeiro y Rio Grande do Sul se llevan a cabo estudios sobre cianobacterias de agua
dulce que afectan a los ecosistemas costeros aplicando metodologías de bioensayos y HPLC. En un
experimento piloto realizado por PETROBRAS sobre la renovación del agua de lastre de los barcos y
su relación con la diseminación de organismos, se
incluyó el estudio de quistes de microalgas (Villac et
al., en prensa).
En los últimos años se ha observado en Brasil un
aumento del número de registros de floraciones de
cianobacterias en aguas continentales, principalmente como respuesta al accidente ocurrido en 1996 en
Caruaru, en el que murieron pacientes con afecciones renales por intoxicación con microcistinas
(Jochimsen et al., 1998; Pouria et al., 1998). Las
floraciones con efectos hepatotóxicos de la
cianobacteria Microcystis aeruginosa son frecuentes en los embalses de Brasil, y recientemente se
demostró la producción de microcistinas por cepas
de cianobacterias picoplanctónicas aisladas de manantiales de Pernambuco (Domingos et al., 1999).
Recientemente se han registrado floraciones del género Cylindrospermopsis, incluyendo cepas productoras de toxinas paralizantes, en varias regiones del
país (Molica, en prensa). Se identificaron microcistinas
en los músculos de peces de la Laguna de
Jacarepaguá y en la Bahía de Sepetiba (Magalhães
et al., 1999a, b), y es muy probable que el impacto de
las cianobacterias tóxicas se extienda a los
ecosistemas costeros, donde la producción pesquera
es elevada.
PROYECTO S FAN EN CURSO EN EL
BRASIL
I. Microalgas Marinas
DIATOMEAS POTENCIALMENTE TÓXICAS
ESTADO DE RIO DE J ANEIRO
EN EL
Responsables: M.C. Villac y D.R. Tenenbaum
Esta línea de investigación está dirigida al estudio de las diatomeas potencialmente tóxicas de algunas localidades de la costa del Estado de Rio de
Janeiro, mediante dos aproximaciones complementarias:
1) Análisis de la composición específica y de la
distribución espacio-temporal de Pseudo-nitzschia
spp.;
2) Bioensayos a partir de extractos de Pseudonitzschia spp. en el laboratorio. De esta forma, los
datos de campo inspiran las hipótesis que serán probadas en condiciones controladas, y como contrapartida, los datos experimentales suministran información que ayuda a interpretar la dinámica ambiental. Este proyecto se realiza en el Laboratorio de
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
223
ción con L.A.O. Proença (Anónimo, 1997). Los experimentos en condiciones controladas ya implantados permitirán establecer la influencia de parámetros
como la salinidad y los nutrientes en el crecimiento
de las especies en cultivo.
Cabo
Cabo Frio
Frio
Baía
Baía de
de Guanabara
Guanabara
Baía
Baía da
da Ribeira
Ribeira
Fig. 2. Localización de las tres áreas de estudio en Río de Janeiro.
Fitoplancton del Departamento de Biología Marina
del Instituto de Biologia (UFRJ).
Las tres áreas de estudio (Fig. 2), ecológicamente
distintas, son: 1) Bahía de Guanabara, estuario muy
eutrofizado, y contaminado; 2) Bahía de la Ribeira,
con aguas poco eutrofizadas, expuestas a los efluentes
térmicos de la central nuclear Angra I y II); 3) Cabo
Frío, área de afloramiento.
El estudio del fitoplancton de la Bahía de
Guanabara se realiza desde 1985 y actualmente está
incluído en un programa de “Apoio a Núcleos de
Excelência” (PRONEX), con muestreos semanales
en 2 puntos estratégicos con aguas de características diferenciadas. El estudio de la Bahía de la Ribeira
forma parte de un programa de monitoreo mensual
realizado desde 1987, y que se lleva a cabo mediante
un convenio entre ELETRONUCLEAR y FUJBInstituto de Biologia/UFRJ. El estudio de la región de
Cabo Frío se realiza a partir de una colección de datos primarios obtenidos en proyectos de cooperación
con el Instituto de Estudios del Mar Almirante Paulo
Moreira en el período de 1973-78 y 1988-90.
La evaluación de las poblaciones de Pseudonitzschia se basa en contajes de los organismos, a
nivel de género, en las muestras de agua e incluye
análisis de la flora acompañante. La interpretación
de los resultados se hace relacionando el fitoplancton
con parámetros ambientales (temperatura, salinidad,
oxígeno disuelto, materia particulada en suspensión,
clorofila y nutrientes). Las muestras de red suministran material para estudios más detallados de la composición específica de Pseudo-nitzschia, así como
para el aislamiento de células y establecimiento de
cultivos. Se determina la posible presencia de ácido
domoico (AD) en los cultivos a través de la coopera-
En estos tres sistemas, el género Pseudonitzschia es un componente constante del
microfitoplancton (70-80% de presencia en 300 muestras analizadas) (Villac, 1990; Villac et al., 1996; Villac
& Tenenbaum, en prensa). La densidad celular varió
entre 102 cel · l-1 (concentración media en Cabo Frío)
y 105 cel · l-1 (constante en la Bahía de Guanabara,
frecuente en la Bahía de la Ribeira). En Cabo Frío
(1973-78, 1988-90) las especies del género Pseudonitzschia contribuyeron significativamente en los primeros estadios de la sucesión fitoplanctónica condicionados por los fenómenos de afloramiento, pero
también estuvieron presentes en otras condiciones
oceanográficas. En la Bahía de Guanabara (198587, 1998 en adelante), la presencia y distribución de
las especies de Pseudo-nitzschia reflejan el
gradiente de salinidad de esta masa de agua estuarina,
con concentraciones más bajas en las regiones más
internas de la Bahía y durante la estación de lluvias
(verano). En la Bahía de la Ribeira (desde1987 en
adelante), las condiciones hidrológicas homogéneas
están asociadas a la presencia de este género durante todo el período de estudio, con contribuciones superiores al 50% del microfitoplancton total.
Se han identificado 6 especies hasta la fecha
(Villac & Tenenbaum, en prensa): P. delicatissima,
P. pseudodelicatissima, P. pungens, P. heimii, P.
cf. multiseries y P. cf. subfraudulenta, de las cuales las tres primeras ya han sido analizadas en cuanto a la producción de ácido domoico en cultivo. P.
pseudodelicatissima presentó bajas concentraciones de toxina amnésica, 67 fg AD· cel-1 (Proença &
Villac, datos no public.).
PROGRAMA PILOTO DE MONITOREO DE ALGAS
NOCIVAS EN EL LITORAL DE SANTA CATARINA,
BRASIL
Responsable: L.A.O. Proença
Desde finales de 1994 se realizan muestreos de
fitoplancton en las costas de Santa Catarina como
parte de diversos proyectos oceanográficos. Se han
detectado floraciones de especies potencialmente
tóxicas. Las floraciones de las cianobacterias
CAPÍTULO 10: FLORACIONESDE MICROALGAS NOCIVAS EN BRASIL: ESTADO
DEL ARTE Y PROYECTOS EN CURSO
224
Trichodesmium spp. se dan entre octubre y abril,
especialmente a partir de la isóbata de 40 m; T.
hildebrandtii es la especie dominante, con la presencia de T. erythraeum y T. thiebautii. Tanto los
tests de toxicidad por bioensayos como los análisis
por HPLC realizados con extractos de muestras de
floraciones de T. hildebrandtii (noviembre de 1995)
resultaron negativos en cuanto a presencia de
microcistinas (Guimarães & Rörig, 1997; Rörig et al.,
1998a). En primavera, además de cianobacterias del
género Trichodesmium, se presentan diatomeas potencialmente tóxicas del género Pseudo-nitzschia.
Se pueden observar densidades relativamente altas
de dinoflagelados tanto en verano (Alexandrium
fraterculus y Prorocentrum spp.) como en invierno
(Prorocentrum spp. y Dinophysis spp.) (Guimarães
& Rörig, 1997; Rörig et al., 1998b; Anónimo, 1997).
Además de los géneros de especies potencialmente
tóxicos, se pueden encontrar densas acumulaciones
de la diatomea Anaulus australis en zonas de rompiente de la Playa de Navegantes cuando aumenta el
oleaje tras el paso de frentes fríos (Rörig et al., 1997).
Los resultados anteriores sirvieron de base para
la planificación de las actividades de monitoreo de
especies tóxicas y toxicidad en moluscos en un programa estatal entre 1997 y 1998. Este programa forma parte del proyecto multidisciplinar «Desarrollo sostenible de la producción de moluscos en el estado de
Santa Catarina (1997-1998)», y tiene como objetivo
mejorar las condiciones del cultivo de moluscos en
una extensión de 400 km de litoral en este estado
(Fig. 3). El proyecto incluye acciones que consideran todas las fases del proceso productivo, y que se
desarrollan en el ámbito de tres subproyectos:
1) Sistema de control de calidad del agua y del
producto;
2) Sistema de ordenación del litoral para el cultivo, concienciación ambiental y difusión de sistemas
alternativos para el tratamiento de efluentes;
3) Sistemas sostenibles para la obtención de semilla de moluscos, formación profesional de los
acuicultores, y apoyo y estructuración de asociaciones.
La coordinación general del proyecto
multidisciplinar está a cargo de la Empresa de Investigación y Extensión Agropecuaria Regional-EPAGRI,
SC. Otras instituciones, situadas todas ellas en el estado de Santa Catarina, que actúan como coejecutores
São Fr ancis co do S ul
P e n ha
I ta jaí
27 S
Po r to Be lo
Ilh a do A r vo r ed o
Ilh a de S a nt a Ca ta rin a
100m
30 Km
50m
Fig. 3. Litoral del estado de Santa Catarina con las estaciones de
muestreo del programa piloto de monitoreo de algas nocivas a lo
largo de 400 km de costa (1997-1998).
del proyecto son: la Universidad del Vale do ItajaíUNIVALI, la Universidad Federal de Santa CatarinaUFSC, la Fundación del Medio Ambiente-FATMA y
el Laboratorio Central del Ministerio de SaludLACEN.
Como parte del proyecto multidisciplinar, el
subproyecto “Sistema de Control de Calidad del Agua
y del Producto” tiene como objetivos generales:
a) Sistematizar el cultivo de moluscos bivalvos,
con implantación de conductas para controlar la evaluación de la calidad del agua de cultivo y de los productos;
b) Conceder subsidios para la elaboración de una
propuesta para un programa integrado de sanidad de
moluscos bivalvos.
Entre los objetivos específicos, destaca el programa de monitoreo de FAN en áreas de cultivo, así
como el de niveles de toxicidad de moluscos cultivados en relación con toxinas diarreicas de moluscos
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
(DSP), toxinas paralizantes de moluscos (PSP) y toxinas amnésicas de moluscos (ASP). En el ámbito de
este programa, se han recogido y procesado muestras de agua y de moluscos en diez puntos de la zona,
con frecuencia semanal en los meses de verano, y
quincenal el resto del año. La presencia de algas potencialmente tóxicas en las zonas de cultivo se
monitoreó a partir de muestras recogidas con botellas y con redes de plancton, para realizar los análisis
microscópicos cuantitativos y cualitativos respectivamente. También se estimaron los parámetros físicos y químicos, tales como temperatura, salinidad,
transparencia, clorofila a y nutrientes inorgánicos disueltos. El monitoreo de los niveles de toxinas se hizo
mediante bioensayo y análisis químicos, siguiendo los
métodos adoptados por la Unión Europea para el
control sanitario de moluscos.
Uno de los principales resultados del proyecto
fue la divulgación de los problemas relacionados con
las algas nocivas. Técnicos y pescadores implicados
en maricultura adquirieron mayor información sobre
el tema, tanto desde el punto de vista ecológico como
epidemiológico. De este modo se tomó contacto con
los responsables en el ámbito de la producción, asesoramiento, gestión, control sanitario y otros, lo cual
permitirá mejorar la gestión en situaciones de crisis.
Durante el proyecto, se pusieron a punto metodologías
de análisis de toxinas cuyos resultados confirmaron
la presencia de diversas especies tóxicas y de toxinas paralizantes y diarreicas en los moluscos cultivados (Proença & Oliveira, 1999; Proença et al., 1998
a, b; Costa et al., 1997; Schmitt et al., 1997; Proença
et al. 1999 a,b,c). Si bien presentes, las toxinas encontradas se observaron siempre en concentraciones inferiores a los niveles de regulación establecidos por otros países productores de moluscos, tales
como la Unión Europea, y no fue necesario poner en
marcha planes de contingencia. Una vez acabado el
proyecto, se ha mantenido hasta la fecha un monitoreo
con muestreos semanales en la Ensenada de la
Armación do Itapocoroy, con fondos de la Universidad del Vale do Itajaí.
Se aislaron varias microalgas -incluídas
Alexandrium fraterculus, Gonyaulax sp.,
Prorocentrum obtusum, P. micans y P. minimumque se mantuvieron en cultivo y se analizaron para
detectar su posible toxicidad mediante bioensayos de
los extractos hidrosolubles y metanólicos. Se identificaron las especies Dinophysis acuminata y
Gymnodinium catenatum como los posibles produc-
225
tores de las toxinas detectadas (Proença et al. 1999a;
Proença et al., en prensa). Otras especies nocivas
aisladas en la zona de cultivo fueron: Chattonella
sp., Heterosigma akashiwo , y Phaeocystis c f
globosa. Las pruebas preliminares de los extractos
hidrosolubles y metanólicos de estos organismos,
mediante bioensayos de ratón, indicaron ausencia de
toxinas. Actualmente se trabaja en los siguientes proyectos:
- «Presencia de quistes de resistencia del
dinoflagelado Gymnodinium catenatum en las
costas de Itajaí»;
- «Bioacumulación de PSP en la fauna asociada al
cultivo de moluscos bivalvos en Armación do
Itapocoroy»;
- «Identificación de especies tóxicas del género
Alexandrium presentes en la Ensenada de
Armación do Itapocoroy»;
- «Estudio de la toxicidad del dinoflagelado
Alexandrium fraterculus»;
- «Efecto de la salinidad en el crecimiento y producción de toxinas del dinoflagelado
Gymnodinium catenatum».
INFLUENCIA DE LOS FACTORES FÍSICO-QUÍMICOS EN
LA GERMINACIÓN DE QUISTES Y CRECIMIENTO DE
DINOFLAGELADOS POTENCIALMENTE NOCIVOS EN EL
EXTREMO SUR DE BRASIL
Responsable: V.M.T. Garcia
Los objetivos de este proyecto son:
a) Determinar los parámetros óptimos para la
germinación de quistes de dinoflagelados potencialmente nocivos encontrados en sedimentos de la plataforma continental del extremo sur de Brasil;
b) Desarrollar cultivos unialgales a partir de quistes y/o células móviles de dinoflagelados;
c) Conocer, a partir de experimentos con cultivos, los requerimientos óptimos de algunos factores
físico-químicos tales como nutrientes, temperatura,
luz y salinidad de algunas especies nocivas de
dinoflagelados presentes en las costas de Rio Grande do Sul.
El proyecto está en marcha desde agosto de 1996,
y parte del mismo se ejecuta como trabajo de tesis
de doctorado del Curso de Post-Graduación en
Oceanografia Biológica (FURG). Se realizaron
muestreos de sedimento en la región costera próxi-
CAPÍTULO 10: FLORACIONESDE MICROALGAS NOCIVAS EN BRASIL: ESTADO
DEL ARTE Y PROYECTOS EN CURSO
226
ma a la desembocadura de la Laguna de los Patos.
Las muestras ya procesadas revelaron la presencia
de quistes de dinoflagelados potencialmente nocivos,
como Alexandrium tamarense (hasta 100 quistes/
cm3), Gymnodinium catenatum y Scripsiella
trochoidea.
Los análisis de toxinas en cultivos de A.
tamarense, obtenidos a partir de células móviles y
quistes, mostraron que algunas de estas cepas son
extremadamente tóxicas. Mediante cooperación con
personal de la “Woods Hole Oceanographic
Institution”, se están estudiando las características
genéticas de estas cepas, y se comparan con
especímenes recogidos en América del Norte.
FLORACIONES DE FITOPLANCTON EN EL EXTREMO
SUR DE BRASIL
Responsable: C. Odebrecht
El objetivo de este proyecto es caracterizar la
presencia de floraciones de fitoplancton en el extremo sur de Brasil comprendido entre el estuario de la
Laguna de los Patos y la región de su desembocadura, zona de rompiente de la Playa del Cassino y la
plataforma continental adyacente. Los análisis de la
concentración y composición taxonómica del
fitoplancton, con énfasis en las especies nocivas, se
acompañan de los análisis de parámetros
oceanográficos como temperatura, salinidad, transparencia, concentración de clorofila a y nutrientes
inorgánicos disueltos. Los experimentos de laboratorio se desarrollan para determinar la influencia de los
nutrientes inorgánicos y el efecto de los herbívoros
en el crecimiento y biomasa fitoplanctónica. Se encuentran en marcha los análisis más detallados de
grupos particulares de organismos, como
nanoflagelados (Bergesch, datos no publ.) y diatomeas
del género Pseudo-nitzschia (Moreira, datos no
publ.).
Desde el inicio del programa (1994) se detectaron floraciones de diversas especies de fitoplancton
en la región, algunas de las cuales eran tóxicas o potencialmente nocivas. Destacan las especies de
diatomeas (Pseudo-nitzschia multiseries, P.
pungens, P. pseudodelicatissima y P. australis,
Odebrecht e t a l ., en prensa), rafidofíceas
(Chatonella cf. antiqua, Fibrocapsa japonica,
Odebrecht & Abreu, 1995), y dinoflagelados
(Gyrodinium cf. aureolum, Dinophysis acuminata,
Noctiluca scintillans y Alexandrium tamarense,
Garcia et al., 1994; Odebrecht et al., 1995a, 1997).
Alexandrium tamarense se observó por primera vez
en grandes cantidades (105 cel · l -1) en la costa brasileña en agosto de 1996 (Odebrecht et al., 1997), durante un período de entrada de frentes fríos muy
marcados en la región sur de Brasil. Esta observación condujo a la hipótesis de que A. tamarense era
transportado hacia el norte por las corrientes marinas, ya que las floraciones de esta especie son comunes en las costas de Uruguay y Argentina.
Se han observado floraciones de otras especies,
no tóxicas, que se pueden presentar en elevadas concentraciones, como Dictyocha fibula, Mesodinium
rubrum y la diatomea Asterionellopsis glacialis, típica de zonas de rompiente. Se observó D. fibula en
asociación con una muerte masiva del bivalvo
Mesodesma mactroides, mientras que A. glacialis
se considera una especie beneficiosa, pues constituye una importante fuente de alimento para la fauna
litoral del extremo sur de Brasil.
En muestras vivas de plancton se han podido
observar varias especies de nanoflagelados
(prasinofíceas, haptofíceas y criptofíceas), tanto en
el estuario de la Laguna de los Patos como en la
región costera. La identificación de estos organismos requiere la aplicación de técnicas especiales en
el material vivo, aislamiento de los especímenes y
utilización de microscopia electrónica. El conocimiento de su composición taxonómica requerirá trabajos
más detallados, pero se sabe que su contribución a la
biomasa es importante durante casi todo el año en el
estuario de la Laguna de los Patos (Odebrecht &
Abreu, 1997b) y en aguas de la plataforma continental (Odebrecht & Garcia, 1997).
II. Cianobacterias continentales con efectos
en los ecosistemas marinos
CAUSAS Y CONSECUENCIAS DE LA PRESENCIA DE
CIANOBACTERIAS TÓXICAS EN ECOSISTEMAS BRASILEÑOS
Responsables: S.M.F.O. Azevedo y V. Freitas
de Magalhães
Los objetivos de esta línea de investigación del
Laboratorio de Ecofisiología y Toxicología de
Cianobacterias (LETC) del NPPN-UFRJ son:
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
a) Determinar los factores ambientales relacionados con la producción de toxinas por cianobacterias;
b) Aislar y cultivar cepas de cianobacterias que
aparecen en cuerpos de agua de Brasil;
c) Realizar estudios fisiológicos y ecotoxicológicos;
d) Purificar y caracterizar las toxinas;
e) Realizar estudios de bioacumulación en animales acuáticos;
f) Realizar estudios sobre la degradación de
microcistinas en condiciones ambientales.
Los estudios se han desarrollado en lagunas
costeras del Municipio y del Estado de Rio de Janeiro
(Laguna de Jacarepaguá y Laguna de la Barra), donde se dan frecuentes floraciones de cianobacterias.
Las cuatro condiciones principales que se presentan
durante la formación de estos «blooms» son: a) vientos de intensidad media-baja o calma; b) temperatura del agua entre 15-30 ºC; c) pH entre neutro y
alcalino, d) abundancia de nutrientes, principalmente
de nitrógeno y fósforo. De los estudios desarrollados
se ha podido comprobar que la Laguna de
Jacarepaguá, frecuentemente utilizada para pesca y
actividades de recreación, se encuentra en proceso
acelerado de eutrofización artificial, con elevadas concentraciones de nutrientes (nitrógeno amoniacal y fósforo total) y presentando, pues, condiciones óptimas
para la aparición de «blooms» de cianobacterias. Los
rios y cursos de drenaje de Jacarepaguá reciben
efluentes de industrias de procesado de alimentos,
farmacéuticas, químicas, de productos electrónicos
y metalúrgicos, además de residuos domésticos provenientes de la región de Jacarepaguá y de Barra de
la Tijuca. Los vertidos industriales y domésticos, ligados a obras que limitan el régimen de circulación
de agua y rellenos ilegales, provocados por la especulación inmobiliaria, generan alteraciones físicas,
químicas y biológicas en estos cuerpos de agua, disminuyendo o incluso imposibilitando el uso para actividades recreativas y pesca.
Los estudios sobre bioacumulación de
microcistinas en peces de la Laguna de Jacarepaguá
(Magalhães & Azevedo, 1998) mostraron la presencia de esta hepatotoxina en todas las muestras de
músculo animal, 70% de las cuales presentaron niveles superiores al límite recomendado por la OMS de
0.04 µg de microcistina por kg de peso corpóreo por
227
día (Chorus & Bartram, 1999). Los estudios desarrollados por Ferrão-Filho et al. (2000), permitieron
demostrar que durante una floración de Microcystis
aeruginosa las poblaciones de cladóceros presentaban síntomas de limitación alimenticia, así como descenso de la fertilidad. Se observó que los efectos tóxicos de M. aeruginosa, aislada de la Laguna de
Jacarepaguá, dependen de: la concentración de células tóxicas, el tamaño de las colonias, la disponibilidad de recursos alimenticios de alto valor nutritivo y
la sensibilidad específica del cladócero.
Tanto la intensidad luminosa como la edad del
cultivo afectan a la producción de microcistinas por
célula de M. aeruginosa. Partiendo de células en
fase estacionaria de crecimiento, la concentración de
toxina por célula disminuyó en todas las condiciones
de iluminación comprendidas entre 40 y 180 µmol
foton · m-2 · s-1 de intensidad (Molica & Azevedo,
1996), observándose el valor mínimo en condiciones
de máxima intensidad luminosa. Las células en fase
exponencial presentaron una concentración de toxina 1.5 veces mayor con la intensidad luminosa más
baja.
La relación entre condiciones nutritivas y producción de toxinas por cianobacterias también se
estudió en experimentos de laboratorio (Aguiar &
Azevedo, 1998). El aumento de concentración de
nutrientes no causó un aumento significativo de la
producción de toxina por célula, pero sí aumentó el
crecimiento y producción de biomasa de los cultivos.
De esta forma, el aumento de concentración de
nutrientes en ecosistemas acuáticos puede resultar
en un aumento de la concentración de hepatotoxina
por unidad de volumen de agua debido al aumento de
biomasa de cianobacterias.
Los estudios ecofisiológicos de Synechocystis
aquatilis f. salina, aislada de la Laguna de la Barra,
y cultivada con distintos cocientes N:P (Nascimento
& Azevedo, 1998) mostraron que con valores bajos
de N:P, esta cianobacteria aumenta su tasa de fotosíntesis y disminuye su tasa de crecimiento, como
estrategia para el mantenimiento de la cuota de nitrógeno celular, consiguiendo de este modo que haya
reservas para los períodos de ausencia de nitrógeno.
Se comprobó la producción de microcistinas por cepas de esta especie.
Entre las cepas de cianobacterias aisladas de diferentes cuerpos de agua brasileños, el 86% resultaron tóxicas y de ellas, el 10% fueron neurotóxicas y
CAPÍTULO 10: FLORACIONESDE MICROALGAS NOCIVAS EN BRASIL: ESTADO
DEL ARTE Y PROYECTOS EN CURSO
228
el resto hepatotóxicas (Tabla 2). La especie más común es Microcystis aeruginosa, 48% de cuyas cepas son tóxicas. Actualmente se llevan a cabo estudios de degradación de microcistinas como parte de
una tesis de doctorado.
FITOPLANCTON DE LAGUNAS COSTERAS DEL ESTADO
DE RIO DE J ANEIRO
Responsables: V.L.M. Huszar y M. Menezes
Este proyecto se incluye en la línea de investigación «Sistemática y Ecología de Algas Continentales», en desarrollo por el equipo de docentes, investigadores y estudiantes de Grado y Postgrado del Laboratorio de Ficología del Departamento de Botánica (Museo Nacional, Universidad Federal de Rio de
Janeiro). Tiene como objetivos estudiar la taxonomía
de las microalgas y analizar la composición, estructura y dinámica de las comunidades fitoplanctónicas
de distintos ecosistemas acuáticos brasileños, incluyendo las lagunas costeras del Estado de Rio de
Janeiro (dulces y salobres). El equipo reúne condiciones para actuar de forma eficiente y rápida en la
identificación de especies y en la comprensión de los
factores ambientales que regulan la dominancia de
las poblaciones fitoplanctónicas.
Algunas de las floraciones de especies de algas
potencialmente tóxicas, asociadas o no con mortandades de peces, que se han registrado en algunas
lagunas costeras del Estado de Rio de Janeiro son:
1) Synechocystis aquatilis f. salina (1.7 · 106
cel · ml -1 ; 55 mm³ ·1-1, febrero de 1991), en la Laguna de la Barra (oligohalina), asociada con coloración
rojiza del agua, bajo cociente N/P, pH elevado, y
mortandad de peces filtradores como Brevoortia
tyranus (savelha) (Domingos et al., 1994). Se realizaron estudios detallados sobre el metabolismo de esta
laguna durante tres años (muestreos semanales), además de la descripción de un episodio de mortandad
de peces.
2) Synechocystis aquatilis f. salina, especie
dominante (4 ·105 cel · ml -1; 15 mm³ · l-1, marzo de
2000), en la Laguna Rodrigo de Freitas (oligomesohalina), asociada con bajos cocientes de N/P,
pH elevado, baja transparencia y muerte de 11 t de
Brevoortia tyranus. Esta laguna costera está localizada en el corazón del área urbana de la ciudad de
Rio de Janeiro y la mortandad tuvo lugar durante la
temporada alta de turismo, con considerables efectos negativos en la actividad económica de la ciudad.
El estudio sobre el fitoplancton fué solicitado por la
Secretaría de Medio Ambiente de la Ciudad de Rio
de Janeiro, a través de «Tecnologia en Meio Ambiente Ltda.».
3) Synechocystis aquatilis f. salina, especie
dominante (1.7 · 106 cel · ml -1; 35 mm³ · l-1; diciembre de 1987), en la Laguna de Saquarema (mesoeurihalina) en los meses de verano, cuando se intensifican las actividades turísticas con el consiguiente
incremento de aportes de nutrientes (Domingos,
Tabla 2. Cepas aisladas y analizadas de la colección de cultivos del Laboratorio de Ecofisiología y Toxicología de Cianobacterias.
Cepa
NPBR-2; NPDF-1; NPTA-1; NPCD-1;
NPJB-1; NPJT –1; NPLJ-1; NPLJ-2;
NPLJ-30; NPLJ-33; NPLJ-37; NPLJ-42;
NPLJ-47
NPRI-1
NPLJ-34; NPLJ-35
NPLJ-36
NPBR-1
NPLB-2
NPBS-3
NPLB-1
NPRE-2
NPDF-2
NPRG-1
NPBR-3
NPCA-5; NPCA-10; NPCA-15; NPCA16; NPCA-19; NPCA-23; NPCA-29
NPLP-1; T3; NPCO-1
Género/Especie
Microcystis aeruginosa
Microcystis viridis
Leptolyngbya sp.
Leptolyngbya sp.
Anabaena flos-aquae
Synechocystis aquatilis f. salina
Synechocystis sp.
Synechococcus enlongatus
Pseudoanabaena sp.
Oscillatoria sp.
Oscillatoria quadripunctulata
Nostoc muscorum
picoplancton
Cylindrospermopsis raciborskii
Hepatotóxica
X
Neurotóxica
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
229
1991). Se estudió la composición del fitoplancton y
su dinámica durante un ciclo anual, así como la
interacción de los aportes de agua dulce de la laguna
al mar.
4) Cylindrospermopsis raciborskii (88 · 10³ cel.
· ml-1; 50 mm³ · l-1) en la Laguna Imboassica (oligomesohalina) en los meses de junio-julio de 1999, y
marzo de 2000, asociada con coloración verdosa del
agua y elevado pH, sin que se verificaran mortandades de peces (S. Melo, com. pers. Lab. Plancton,
Dpto. Ecología, Inst. Biología, UFRJ). La taxonomía
de las especies planctónicas de la Laguna Imboassica
se ha estudiado a partir de muestras tomadas mensualmente durante un ciclo anual.
En las lagunas costeras del Estado de Rio de
Janeiro se han registrado especies de otros grupos
taxonómicos citadas en la literatura como potencialmente tóxicas en el curso de estudios realizados por
el Laboratorio de Ficología. Entre ellas cabe señalar:
Amphidinium carterae, Dinophysis caudata, D.
acuta y Prorocentrum minimum.
EFECTO DEL BALANCE DE NUTRIENTES Y DE LOS
FACTORES FÍSICOS EN LAS FLORACIONES DE
CIANOBACTERIAS TÓXICAS EN EL
ESTUARIO DE LA
LAGUNA DE LOS PATOS , RS, BRASIL
Responsable: J. S. Yunes
Entre diciembre de 1993 y mayo de 1996 se desarrolló un programa de monitoreo, con énfasis en el
área estuarina de la Laguna de los Patos, RS, cuyos
resultados han sido publicados (Matthiessen, 1996;
Salomon et al., 1996; Yunes et al., 1994, 1996, 1998a,
b). En marzo, mayo y diciembre de 1994 y diciembre
de 1995 y 1996 se observaron elevadas biomasas de
Microcystis aeruginosa (> 9 · 103 µg clor · l-1) en el
estuario. Las condiciones típicas de las aguas del
estuario antes de las floraciones fueron: temperatura
elevada (>20 oC), pH aproximadamente 8.0, cociente de nutrientes disueltos N:P aproximadamente 13:1
y baja salinidad. Estas condiciones se emplean para
predecir la aparición de las floraciones, que son controladas por la asociación de estos cuatro parámetros.
Así pues, mientras que la temperatura determina la
variación estacional de las floraciones, la penetración de agua salada oceánica controla y limita el desarrollo de las floraciones hasta la región central de
la Laguna de los Patos. M. aeruginosa está siempre presente en el estuario en concentraciones entre
0.5 y 1.5 · 106 cel · l-1.
Fig. 4. Mapa de la Laguna de los Patos, situada en la costa Atlántica al sur de Brasil, y de la zona de influencia de las floraciones
tóxicas de Microcystis aeruginosa (La intensidad del sombreado
corresponde al grado de impacto).
Durante los muestreos norte-sur de la Laguna
de los Patos, incluyendo el Océano Atlántico, se detectaron diversas formas coloniales (status), tanto de
crecimiento como de depósito, de la especie
Microcystis aeruginosa. La abundancia de estos
status y su desarrollo dependen de condiciones ambientales favorables. Se comprobó que las formas
senescentes (o de depósito), introducidas continuamente en el estuario, también eran tóxicas. Las muestras donde sólo existían status senescentes presentaron una toxicidad máxima de 3 · 10-2 µg equiv. MCLR · mg p.s.-1 . Este valor ascendió hasta 19 · 10-2 µg
equiv. MC-LR · mg p.s.-1 cuando se encontraban todos los status coloniales de crecimiento en floraciones
visibles.
Todas las muestras tomadas de Microcystis resultaron ser tóxicas según los bioensayos o los análisis químicos. La LD 50-24h de las muestras varió entre 32 - 353.6 mg · kg -1 en los ratones y la LC50-18h
entre 0.70 - 43.96 mg · ml -1 en el microcrustáceo
Artemia salina. Los extractos obtenidos también resultaron tóxicos para las postlarvas de
Farfantepenaeus paulensis, el principal recurso
pesquero de la región. El contenido de toxinas
(microcistinas) encontradas en las muestras de material liofilizado de las floraciones y de las natas de
CAPÍTULO 10: FLORACIONESDE MICROALGAS NOCIVAS EN BRASIL: ESTADO
DEL ARTE Y PROYECTOS EN CURSO
230
superfície varió entre 44-1121 · 10-3 µg · mg -1. La
toxicidad varió entre localidades y fechas, y sobretodo en la medida que variaba el desarrollo e intensidad de las floraciones. La toxina (microcistina) también se detectó en estado libre en el agua (máximo
de 289 µg · l -1) durante las floraciones de verano y en
las capas sumergidas de sedimentos de la Bahía do
Casamento (0.12 µg · g -1 sedimento), al nordeste de
la Laguna de los Patos. La variante microcistina-LR
se encontró sobretodo en el material liofilizado de las
floraciones o de las natas de superficie, mientras que
la forma microcistina-FR constituyó la principal variante libre en el agua durante las floraciones. En la
Playa del Cassino (Fig. 4), contigua a la desembocadura de la Laguna de los Patos, se depositaron altas
concentraciones de Microcystis aeruginosa cuando se observaban densas floraciones en el estuario.
Se encontraron valores máximos de 592 µg clor a ·
m-2 , y 0.8 µg equiv. MC-LR · l-1 en las aguas rasas
de la playa.
Se puede concluir que los resultados de este proyecto han contribuído a mejorar el conocimiento de
los efectos del balance de nutrientes y de los factores físicos sobre el desarrollo de las floraciones de
cianobacterias (Microcystis) en la Laguna de los
Patos. Además de registrarse por primera vez la toxicidad de las floraciones y las natas, se identificó y
cuantificó el perfil de toxinas producidas.
PROYECTOS ACTUALES Y FUTUROS
Otros impactos del desarrollo y toxicidad de las
floraciones de Microcystis, incluyendo sus efectos
sobre los organismos estuarinos, el control de las
floraciones por la salinidad, y su contribuición a la
biomasa del estuario de la Laguna de los Patos, se
investigan actualmente en los proyectos:
1) Presencia y toxicidad de cianobacterias (algas cianofíceas) en el Delta del Guaíba y en el estuario de la Laguna de los Patos, RS y
2) Efecto del aumento gradual de la salinidad
sobre las floraciones de Microcystis aeruginosa en
el estuario de la Laguna de los Patos.
BIBLIOGRAFÍA
Aguiar, D.G. & S.F.M.O Azevedo, 1998. Effects of different
nutrient concentration on growth and hepatotoxin
production by Microcystis aeruginosa
(Cyanobacteria). Verh. Int.Ver. Limnol. 26: 1657-1658.
Anónimo, 1983. Relatório sobre a ocorrência de “maré
vermelha”no litoral do Estado de São Paulo, em agosto
de 1983. São Paulo, CETESB, Relatório Técnico, 88 pp.
Anónimo, 1997. Projeto Integrado da Bacia do Rio Itajaíaçu e Área Costeira Adjacente - Diagnóstico e
Avaliação Ambiental. Relatório Final. Faculdade de
Ciências do Mar - Universidade do Vale do Itajaí
(FACIMAR-UNIVALI) e Fundação Banco do Brasil
(FBB). Itajaí-SC, Brasil, Vol. 2, 178 pp.
Azevedo, S.M.F.O & J.-P. Carmouze, 1994. Une mortalité
de poissons dans une lagune tropicale (Brésil) durant
une période de dominance de Cyanophyceae.
Coincidence ou conséquence? Rev. Hydrobiol. Trop.
27 (3): 265-272.
Carvalho, I.M.C.M.M., I. Eskinazi-Leça & J.D. NogueiraParanhos, 1999. Novo registro da cianofícea
Trichodesmium erythraeum Ehrenberg em águas
costeiras do litoral do Estado do Piauí. In VIII Reunião
Brasileira de Ficologia. Porto de Galinhas-PE, Resumos:
59.
Chorus, I & J. Bartram, 1999. Toxic cyanobacteria in water.
A guide to public health consequences, monitoring
and management. E & FN Spon, London, 416 pp.
Costa, T.A., F. Schmitt & L.A. Proença, 1997. Comparação
entre 3 métodos de preparação de amostras para análise
de ácido okadaico, uma toxina diarréica, por CLAE-DF,
em moluscos. In X Semana Nacional de Oceanografia.
Universidade do Vale do Itajaí. Itajaí-SC, Resumos: 322324.
Dias, E.R.A, 1992. Mortandade de peixes causada por maré
vermelha em Cananéia. Ass. Bras. Patol. Org. Aquat.,
Bol. Inf. 1: 5.
Domingos, P., 1991. Estrutura da comunidade
fitoplanctônica e produção primária na Lagoa de
Saquarema, Rio de Janeiro. Dissertação de Mestrado,
Programa de Pós-Graduação em Geoquímica,
Universidade Federal Fluminense, 156pp.
Domingos, P., V.L. Huszar & J.-P. Carmouze, 1994.
Composition et biomasse du phytoplancton d´une
lagune tropicale (Brésil) au cours d´une période
marquée par une mortalité de poissons. Rev. Hydrobiol.
Trop. 27 (3): 235-250.
Domingos, P., T.K. Rubim, R.J.R. Molica, S.M.F.O. Azevedo
& W.W. Carmichael, 1999. First report of microcystin
production by picoplanktonic cyanobacteria isolated
from a northeast Brazilian drinking water supply.
Environ. Toxicol. 14: 31-35.
Faria, J.G., 1914. Um ensaio sobre o plankton, seguido de
observações sobre a ocorrência de plankton monótono, causando mortandade de peixes na Bahia do Rio
de Janeiro. Memórias do Instituto Oswaldo Cruz 10:
99-103.
Ferrão-Filho, A., S.M.F.O. Azevedo & W.R. DeMott, 2000.
Effects of toxic and non-toxic cyanobacteria on the life
history of tropical and temperate cladocerans.
Freshwat. Biol. 45: 1-9.
Garcia, V.M.T. & N.M. Gianuca,1997. The beach and surf
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
zone. In Seeliger, U., C. Odebrecht & J.P. Castello (eds.),
Subtropical Convergence Environments: the coast and
sea in the Southwestern Atlantic. Springer Verlag,
Berlin, 308 pp.
Garcia, V.M.T., C. Odebrecht & L.R. Rörig, 1994. Florações
nocivas do fitoplâncton na costa brasileira. In COITaller Regional de Planificación Científica sobre
Floraciones Algales Nocivas. Informes de Reuniones
de Trabajo Nº 101, Anexo III: 9-14.
Gianuca, N.M., 1985. The ecology of a sandy beach in
southern Brazil. PhD Thesis. University of
Southampton, Inglaterra, 330 pp.
Guimarães, S.C.P. & L.R. Rörig, 1997. Microrganismos
associados a florações de Trichodesmium
hildebrandtii na costa de Santa Catarina, Brasil. Notas Técnicas da FACIMAR 1: 43-48.
Jochimsen, E.M., W.W. Carmichael, J. An, D.M. Cardo,
S.T. Cookson, C.E.M. Holmes, B.C. Antunes, D.A. Melo
Filho, T.M. Lyra, V.S.T. Barreto, S.M.F.O. Azevedo &
W.R. Jarvis, 1998. Liver failure and death after exposure
to microcystins at a hemodialysis center in Brazil. New
Engl. J. Med. 338 (13): 873-878.
Machado, P.A., 1979. Dinoflagellate bloom on the Brazilian
South Atlantic coast. In Taylor, D.L. & H.H. Seliger
(eds), Toxic Dinoflagellate Blooms. Elsevier,
Amsterdam: 29-32.
Magalhães, V.F. & S.M.F.O. Azevedo, 1998. Ecological
implications of hepatotoxicMicrocystis aeruginosa in
Jacarepaguá Lagoon, Brazil. In Reguera, B., J. Blanco,
M.L. Fernández & T. Wyatt (eds.), Harmful Algae.
Xunta de Galicia and IOC of UNESCO Publishers: 2628.
Magalhães, V.F., A.C. Oliveira, M.M. Marinhos, P. Domingos, S.M. Costa & S.M.F.O. Azevedo, 1999a.
Bioacumulação de microcistinas em pescado da Baía
de Sepetiba. In VIII Reunião Brasileira de Ficologia.
Porto de Galinhas-PE, Resumos: 166.
Magalhães, V.F., R.M. Soares & S.M.F.O. Azevedo, 1999b.
Bioacumulação de microcistinas (hepatotoxinas de
cianobactérias) em músculos de peixes: risco potencial
para saúde humana. In VII Congresso Brasileiro de
Limnologia. Florianópolis, Resumos: 536.
Matthiensen, A., 1996. Ocorrência, distribuição e
toxicidade de Microcystis aeruginosa (Kutz. emend.
Elenkin) no estuário da Lagoa dos Patos. Tese de
mestrado, Fundação Universidade do Rio Grande, 116
pp.
Méndez, S.M., 1995. Bivalve mortality on southwest
Atlantic shores. Harmful Algal News, IOC of UNESCO
10/11: 12.
Molica, R., en prensa. Informe nacional: Brasil. In Fourth
IOC Regional Science Planning Workshop on Harmful
Algal Blooms in South America. IOC Workshop Report,
Annex III. IOC of UNESCO, Paris.
Molica, R.J.R & S.M.F.O. Azevedo, 1996. Changes in
microcystin production by Microcystis aeruginosa
231
under different light intensities. In IV Congresso Latino-Americano de Ficologia. Caxambu-MG, Resumos:
140.
Nascimento, S.M. & S.M.F.O. Azevedo, 1998. Growth of
Synechocystis aquatilis f. salina (blue-green algae)
on different nitrogen: phosphorus ratesecophysiological approach. Verh. Int. Ver. Limnol. 26:
1764-1765.
Odebrecht, C. & P.C. Abreu, 1995. Raphidophycean in
southern Brazil. Harmful Algal News 12/13, IOC of
UNESCO: 4.
Odebrecht, C. & P.C. Abreu, 1997a. Microorganismos em
praias arenosas expostas: importância, aspectos
metodológicos e estado da arte para o sul do Brasil.
Oecologia Brasiliensis, Rio de Janeiro 3: 1-17.
Odebrecht, C. & P.C. Abreu, 1997b. Environment and Biota
of the Patos Lagoon Estuary: microalgae. In Seeliger,
U., C. Odebrecht & J.P. Castello (eds.), Subtropical
Convergence Environments: the Coast and Sea in the
Southwestern Atlantic. Springer Verlag, Berlin: 34-36.
Odebrecht, C., M. Ferrario, A.M. Ciotti, D.I. Kitzmann,
M.O.P. Moreira & F. Hinz, 2001. The distribution of the
genus Pseudo-nitzschia off southern Brazil and
relationships with oceanographic conditions. In
Hallegraeff, G.M., S. Blackburn, R. Lewis & C. Bolch
(eds.), Harmful Algal Blooms. IOC of UNESCO: 42-45.
Odebrecht C & V.M.T. Garcia, 1997. Coastal and Marine
Environments and their Biota: Phytoplankton. In
Seeliger, U., C. Odebrecht & J.P. Castello (eds.),
Subtropical Convergence Environments: the Coast and
Sea in the Southwestern Atlantic. Springer Verlag,
Berlin: 105-109.
Odebrecht, C., S. Méndez & V.M.T. Garcia, 1997.
Oceanographic processes and harmful algal blooms in
the Southwestern Atlantic. In VIII International
Conference on Harmful Algae. Vigo, Abstracts: 152.
Odebrecht, C., L.R. Rörig, V.M.T. Garcia & P.C. Abreu, 1995a.
Shellfish mortality and a red tide event in southern
Brazil. In Lassus, P., G. Arzul, E. Erard-Le Denn, P.
Gentien, & C. Marcaillou-Le Baut (eds.), Harmful Marine
Algal Blooms. Lavoisier Publishing, Paris: 213-218.
Odebrecht, C., A.Z. Segatto & A.C. Freitas, 1995b. Surf
zone chlorophyll a variability at Cassino Beach,
southern Brazil. Estuar. Coast. Shelf Sci. 41: 81-90.
Oliveira, L.P. 1947. Distribuição geográfica da Baía de
Guanabara. Memórias do Instituto Oswaldo Cruz 45:
709-734.
Oliveira, L.P. 1950. Levantamento biogeográfico da fauna
e flora da Baía de Guanabara. Memórias do Instituto
Oswaldo Cruz 48: 363-391.
Persich, G.R., V.M.T. Garcia & C. Odebrecht, 1998.
Microalgas potencialmente nocivas na costa do Rio
Grande do Sul. In XI Semana Nacional de Oceanografia.
Rio Grande-RS, Resumos: 262-263.
Pouria, S., A. de Andrade, J. Barbosa, R.L. Cavalcanti, V.S.T.
Barreto, C.J. Ward, W. Preiser, G.K. Poon, G.H. Neild &
CAPÍTULO 10: FLORACIONESDE MICROALGAS NOCIVAS EN BRASIL: ESTADO
DEL ARTE Y PROYECTOS EN CURSO
232
G.A. Codd, 1998. Fatal microcystin intoxication in
haemodialysis unit in Caruaru, Brazil. Lancet 352: 2126.
Proença, L.A. & G. F. Oliveira, 1999. Análise de ácido
domoico em moluscos cultivados no litoral de Santa
Catarina. Notas Técnicas da FACIMAR, Itajaí: 3.
Proença, L.A. & L. Rörig. 1995. Mussel production and
toxic algal blooms in Santa Catarina State, Southern
Brazil. Harmful Algal News 12/13, IOC of UNESCO: 5.
Proença, L.A.O., N. Lagos, L.R. Rörig, M. Silva & S.
Guimarães, 1999a. Occurrence of paralytic shellfish
poisoning -PSP in southern Brazilian waters. Ciência e
Cultura, Rio de Janeiro 51 (1): 16-21.
Proença, L.A., L. Rörig, M.A. Barreiros & N. Lagos, 1998a.
A possible case of diarrhetic shellfish poisoning in
Santa Catarina, Southern Brazil. In IV Congresso Latino-Americano de Ficologia. Caxambú-MG, Anais 2: 259263.
Proença, L.A.O., F. Schmitt, T. Costa & L.R. Rörig, 1998b.
Just a diarrhea? Evidences of diarrhetic shellfish
poisoning in Santa Catarina, Brazil. Ciência e Cultura,
Rio de Janeiro 50 (6): 458-462.
Proença, L.A., F. Schmitt, S. Guimarães & L.R. Rörig, 1999b.
Análise de toxinas diarreicas em duas espécies de
Prorocentrum (Dinophyceae) isoladas em área de cultivo de moluscos. Notas Técnicas da FACIMAR, Itajaí:
3.
Proença, L.A., F. Schmitt, M. Silva, S. Guimarães & L.R.
Rörig, 1999c. Produção de ácido okadaico, uma toxina
diarréica, por Dinophysis acuminata em Santa Catarina.
Atlântica 21: 121-127.
Proença, L.A.O., M.S. Tamanaha & N. P. Souza, 2001. The
toxic dinoflagellate Gymnodiniumcatenatum Graham
in Southern Brazilian waters: occurence, pigments and
toxins. Atlântica 23: 59-65.
Rörig, L.R., 1997. Acumulações da diatomácea
Asterionellopsis glacialis e sua relação com variáveis
ambientais na Praia do Cassino, RS. M.Sc. em
Oceanografia Biológica, FURG, Rio Grande, RS, Brazil,
126 pp.
Rörig, L.R., C. Resgalla Jr., P.R. Pezzuto, E.S. Alves & F.
Morelli, 1997. Análise ecológica de um processo de
acumulação da diatomácea Anaulus sp. na zona de
arrebentação da praia de Navegantes (Santa Catarina,
Brasil). Oecologia Brasiliensis 3: 29-43.
Rörig, L.R., S.C.P. Guimarães, D.O. Lugli, L.A.O. Proença,
G.C. Manzoni & A.C. Marenzi, 1998a. Monitoração de
microalgas potencialmente tóxicas na área de
maricultura da Enseada de Armação do Itapocoroy Penha -SC. Notas Técnicas da FACIMAR 2: 71-79.
Rörig, L.R., J.S. Yunes, K.N. Kuroshima, C.A.F. Schetinni,
P.R. Pezzuto & L.A.O. Proença, 1998b. Studies on the
ecology and toxicity of Trichodesmium spp. blooms in
southern Brazilian coastal waters. In Reguera, B., J.
Blanco, M.L. Fernández & T. Wyatt (eds.), Harmful
Algae. Xunta de Galicia and IOC of UNESCO
Publishers: 22-25.
Rosa, Z.M. & T.C. Buselato, 1981. Sobre a ocorrência de
floração de G y r o d i n i u m a u r e o l u m Hulburt
(Dinophyceae) no litoral sul do estado do Rio Grande
do Sul, Brasil. Iheringia 28: 169-179.
Salomon, P.S., J.S. Yunes, M. Parise & J.C.B. Cousin, 1996.
Toxicidade de um extrato de Microcystis aeruginosa
da Lagoa dos Patos sobre camundongos e suas
alterações sobre o tecido hepático. Vittale, Rio Grande
8: 23-32.
Satô, S.S., M.N. Paranaguá & E. Eskinazi, 1963/64. On the
mechanism of red tide of Trichodesmium in Recife,
Northeastern Brazil, with some consideration of the
relation to the human disease, “Tamadaré Fever”. Trabs.
Inst. Oceanogr., Recife 5/6: 7-49.
Schmitt, F., T. Costa & L.A. Proença, 1997. Florações de
algas nocivas em área de cultivo de moluscos: análise
de veneno diarréico de moluscos por cromatografia
líquida em cultivos na Enseada de Armação do
Itapocoroy, Penha, SC. In X Semana Nacional de
Oceanografia. Itajaí-SC, Anais: 376-378.
Semeraro, J. & A.F. Costa, 1972. O plâncton e a poluição
nas Lagoas da Tijuca, Camorim e Jacarepaguá. Instituto de Engenharia Sanitária, Rio de Janeiro, Publ. 73: 131.
Sevrin-Reyssac, J., M.C. Machado, M.L. Schutze, S.G.
Bibas, I.C. de Lima, C.A. Lima & C.P. Esteves, 1979.
Biomasse et production du phytoplancton de la Baie
de Guanabara et du secteur óceanique adjacent.
Variations de mai à juillet 1978. Bull. Mus. Natl. Hist.
Nat., section B, 4: 329-354.
Shumway, S.E., 1990. A review of the effects of algal blooms
on shellfish and aquaculture. J. World Aquacult. Soc.
21 (2): 65-104.
Tenenbaum, D.R., M.C. Villac, M.C. Menezes & G.A.
Gômara, 1998. Floração de rafidofícea na Baía de
Seperiba, Rio de Janeiro, Brasil. In V Encontro Brasileiro
de Ecotoxicologia e I Colóquio Brasileiro de Algas
Nocivas. Itajaí-SC, Resumos: 70.
Tommasi, L.R., 1983. Observações sobre a irritação
respiratória humana ocorrida em 1978 no litoral sul do
Rio Grande do Sul. Ciência e Cultura 35 (2): 225-232.
Villac, M.C., 1990. O fitoplâncton como um instrumento de
diagnose e monitoramento ambiental: estudo de caso
da Baía de Guanabara (RJ, Brasil). Dissertação de
Mestrado, Universidade Federal do Rio de Janeiro, 193
pp.
Villac, M.C., G. Persich, L. Fernandes, R. Paranhos, S.
Bonecker, V.M.T. Garcia, C. Odebrecht, D.R.
Tenenbaum, M.L. Tristao, S. Andrade & A. Falde, 2001.
Ballast water exchange: testing the dilution method
(Petrobras, Brazil). In Hallegraeff, G.M., S. Blackburn,
R. Lewis & C. Bolch (eds.), Harmful Algal Blooms. IOC
of UNESCO: 470-473.
Villac, M.C. & D.R. Tenenbaum, 2001. The coastalPseudonitzschia from the State of Rio de Janeiro, Brazil. In
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
Hallegraeff, G.M., S. Blackburn, R. Lewis & C. Bolch
(eds.), Harmful Algal Blooms. IOC of UNESCO: 34-37.
Villac, M.C., D.R. Tenenbaum & G.A. Fryxell, 1996. Toxic
and non-toxic diatoms, genusPseudo-nitzschia, from
Monterey Bay (USA) and from the Rio de Janeiro coast
(Brazil). IV Congreso Latino-Americano, II Reunião
Ibero-Americano, VII Reunião Brasileira de Ficologia.
Caxambu-MG, Resumos: 203.
Yunes, J.S, A. Matthiensen, M. Parise, P.S. Salomon, K.A.
Beattie, S.L. Raggett & G.A. Codd, 1998a.Microcystis
aeruginosa colony-status and the occurrence of
microcystins in the Patos Lagoon, Southern Brazil. In
Reguera, B., J. Blanco, M.L. Fernández & T. Wyatt
(eds.), Harmful Algae. Xunta de Galicia and IOC of
UNESCO Publishers: 18-21.
Yunes, J.S, L.F.H. Niencheski, P.S. Salomon, M. Parise,
K.A. Beattie, S.L. Raggett & G.A. Codd, 1994.
Development and toxicity of cyanobacteria in the Patos lagoon estuary, Southern Brazil. In Taller Regional
233
de Planificación Científica sobre Floraciones Algales
Nocivas. Informes de Reuniones de Trabajo Nº 101,
Anexo III, IOC of UNESCO: 14-19.
Yunes, J.S, L.F.H. Niencheski, P.S. Salomon, M. Parise, K.A.
Beattie, S.L. Raggett & G.A. Codd, 1998b. Effect of
nutrient balance and physical factors on blooms of toxic
cyanobacteria in the Patos Lagoon, Southern Brazil.
Verh. Int. Ver. Limnol. 26: 1796-1800.
Yunes, J.S, P.S. Salomon, A. Matthiensen, K.A. Beattie, S.L.
Raggett & G.A. Codd, 1996. Toxic blooms of
cyanobacteria in the Patos Lagoon Estuary, southern
Brazil. J. Aquat. Ecosyst. Health 5: 223-229.
Zavala-Camin, L.A. & N. Yamanaka, 1980. Notas sobre um
caso de mortandade de peixes, ocorrida em Itanhaém,
São Paulo, Brasil. Bol. Inst. Oceanogr., S. Paulo 29: 377.
Zenebon, O. & N.P. Pregnolatto, 1992. Memórias técnicocientíficas da divisão de Bromatologia e Química. Instituto Adolfo Lutz: 100 anos do laboratório de Saúde
Pública, Edição Comemorativa: 173-198.
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
235
CAPÍTULO 11: ALEXANDRIUM CATENELLA Y VENENO PARALIZANTE
DE LOS MARISCOS EN CHILE
LEONARDO GUZMÁN, HERNÁN PACHECO, GEMITA PIZARRO & CÉSAR ALARCÓN
Instituto de Fomento Pesquero, Zonal Magallanes, Waldo Seguel 677 interior, Punta Arenas, Chile.
INTRODUCCIÓN ......................................................................................................... 237
ANTECEDENTES HISTÓRICOS: MAGALLANES Y AYSÉN ....................................... 239
SITUACIÓN ACTUAL: LA DÉCADA DE LOS NOVENTA ............................................ 241
Resultados de los Cruceros del B/I Abate Molina (1992 y 1993) .............................................. 242
Otros Resultados .............................................................................................................. 244
Distribución de la toxicidad en organismos vectores: núcleos geográficos de toxicidad................... 245
Distribución espacio-temporal de la fase móvil de Alexandrium catenella ................................. 249
Abundancia relativa de Alexandrium catenella ..................................................................... 251
Estructura de la comunidad fitoplanctónica: El Índice G ........................................................... 252
Series temporales de toxicidad y abundancia relativa de A. catenella ........................................ 252
CONCLUSIONES ......................................................................................................... 254
BIBLIOGRAFÍA ........................................................................................................... 255
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
237
ALEXANDRIUM CATENELLA Y VENENO PARALIZANTE DE LOS
MARISCOS EN CHILE
LEONARDO GUZMÁN, HERNÁN PACHECO, GEMITA PIZARRO & CÉSAR ALARCÓN
Instituto de Fomento Pesquero, Zonal Magallanes, Waldo Seguel 677 interior, Punta Arenas, Chile.
INTRODUCCIÓN
Durante las tres últimas décadas se ha apreciado, a escala mundial, un notorio incremento aparente en la frecuencia, duración e intensidad de los
fenómenos conocidos comúnmente como mareas
rojas y que técnicamente han sido denominados
«Floraciones Algales Nocivas» (FAN) sensu
UNESCO (Anónimo, 1996). Entre los efectos negativos de las FAN sobre el hombre y sus actividades,
se incluyen intoxicaciones por consumo de mariscos,
que pueden ser fatales, efectos alérgicos por inhalación, mortandades masivas de organismos marinos
en el ambiente natural y en sistemas de crianza o
engorde, e incluso alteración del hábitat costero o de
la estructura y organización de los ecosistemas. A
ellos deben agregarse, además, los efectos económicos y sociales críticos que sobrevienen como consecuencia de estos episodios.
El litoral chileno, particularmente el extremo sur
del país, esto es, las regiones administrativas de Los
Lagos, Aysén y Magallanes (entre los 40º y 56º de
latitud sur), no ha permanecido ajeno a estos fenómenos y sus implicaciones, que han sido especialmente relevantes durante la década del noventa.
En la Fig. 1 se muestra el mapa de Aysén y
Magallanes y la distribución de las estaciones de
muestreo del Programa de Vigilancia y Monitoreo de
Floraciones Algales Nocivas en el extremo sur de
Chile. La Tabla 1 muestra la situación geográfica y
los topónimos de las estaciones muestreadas. En la
última década, la región de Aysén se ha visto afectada de forma simultánea por una serie de
floraciones asociadas a los venenos de tipo diarreico
(VDM) y paralizante (VPM) (Lembeye et al., 1997),
y la de Magallanes por episodios ligados a este
último complejo tóxico (Guzmán et al., 2001). Más
recientemente las regiones de Atacama (Bahía Inglesa, 27º08’S) y Coquimbo (Bahía Tongoy, 30º
15’S), en el norte del país, y la región de Los Lagos,
en la costa este de la Isla de Chiloé (43º10’-43º40’S),
han sido afectadas por Veneno Amnésico de los Ma-
75º
71º
68º
44º
48º
52º
56º
Fig. 1. Mapa de las regiones de Aysén y Magallanes y las estaciones de muestreo del Programa de Vigilancia y Monitoreo de
Floraciones Algales Nocivas en el extremo sur de Chile. Las barras verticales a la derecha indican la extensión geográfica de los
episodios de VPM en 1972, 1981, 1989 y de 1991 en adelante.
CAPÍTULO 11: ALEXANDRIUM CATENELLA Y EL VPM EN CHILE
238
riscos (VAM) asociado a floraciones de Pseudonitzschia spp. (Suárez-Isla et al., este volumen).
La ocurrencia de VDM ha sido señalada en reiteradas oportunidades desde 1970 en el área de Seno
Reloncaví (Puerto Montt) y desde 1991 en Aysén
(Anónimo, 1995). El VPM se ha registrado en
Magallanes en 1972 (Guzmán et al., 1975a), 1981
(Lembeye, 1981a,b), 1989 (Uribe*, 1988) y cada año
desde 1991 hasta la fecha (Braun, 1992; Braun e t
al., 1993; Uribe et al., 1995, 1997, 1998; Guzmán et
al., 1999, 2000a, b, 2001), y en Aysén desde 1994
(Lembeye et al., 1997). En los últimos dos años se
ha detectado también VDM y VAM, en niveles que
no constituyen un riesgo para las personas, en el extremo norte de la región de Magallanes (49ºS)
(Guzmán et al., 2000b, 2001) y VAM en el extremo
sur de Aysén (48º) (Pizarro et al ., 2000).
Sorprendentemente, existen pocas publicaciones sobre las floraciones nocivas asociadas al veneno paralizante de los mariscos que han afectado el litoral
del extremo austral de Chile durante la última década y la mayor parte de los antecedentes se encuentran en informes técnicos.
En el presente capítulo se presenta una síntesis
de los brotes de veneno paralizante de los mariscos
ocurridos en el extremo austral de Chile, desde el
primer fenómeno fehacientemente comprobado en
1972. Se incluyen los brotes de 1981, 1989, y desde 1991 hasta la fecha, que han afectado a la región de Magallanes, además de los sucedidos en la
región de Aysén desde 1994 hasta hoy. La información brindada se amplía en referencia a la distribu-
* Nota de los autores: No obstante que el artículo tiene fecha de publicación previa (1988), la floración efectivamente ocurrió en 1989.
Tabla 1. Topónimos y coordenadas geográficas de las localidades de muestreo en Aysén y Magallanes.
AYSÉN
Nº
1
2
3
4
5
6
7
LOCALIDAD
PALENA
SANTO DOMINGO
ISLA TOTO
ISLA LARGA
PUNTA TRIGUEÑA
VALLE DEL MARTA
ISLA CANALAD
Nº
1
2
3
4
5
6
7
24N
8
25N
9
10
11
12
13
14
15
16
17
18
19
20
21
22
23
LOCALIDAD (NORTE)
ISLA SCHAFER
ISLA OFHIDRO
CANAL FALLOS
CANAL ADALBERTO
BAHIA LIBERTA
PUERTO EDEN
ISLA CROSSOVER
PASO DEL ABISMO
ESTERO FALCON
ESTERO RINGDOVE
ESTERO PENGUIN
SENO EUROPA
ISLA TOPAR
ISLA FIGUEROA
ESTERO PEEL
PUERTO BUENO
ISLA VANCOUVER
ISLA PIAZZI
CALETA WILLIAMS
BAHIA ENSENADA
BAHIA ISTHMUS
ISLA LARGA
PUERTO FONTAINE
EST. DE LAS MONTAÑAS
ISLA BALLESTEROS
LATITUD
43°40’50”
43°58’00”
44°14’10”
44°23’08”
44°31’20”
44°51’25”
45°03’00”
LONGITUD
72°57’25”
73°07’00”
73°13’00”
72°56’20”
72°41’40”
72°56’00”
73°21’40”
Nº
8
9
10
11
12
13
LOCALIDAD
CANAL FERRONAVE
ISLOTE HERRERA
ISLOTES SMITH
ISLAS CANQUENES
ISLA ROJAS
ESTERO QUITRALCO
LATITUD
45°04’00”
45°19’20”
45°28’00”
45°43’55”
45°45’20”
45°46’15”
LONGITUD
73°01’00”
73°28’30”
74°05’45”
74°06’25”
73°42’50”
73°31’26”
LOCALIDAD (CENTRO)
BAHÍA FANNY
ESTERO SILVA PALMA
ESTERO WICKHAM
ESTERO SULLIVAN
ESTERO NUÑEZ
CUTTER COVE
BAHÍA MUSSEL
BAHÍA NASH
BAHÍA CORDES
BAHÍA BELL
SENO PEDRO
CABO SAN ISIDRO
BAHÍA BUENA
BAHÍA AGUA FRESCA
RÍO SECO
PUERTO ZENTENO
LATITUD
53°11’20’’S
53°13’55’’S
53°15’10’’S
53°15’22’’S
53°19’14’’S
53°22’10’’S
53°36’45’’S
53°41’45’’S
53°43’24’’S
53°53’09’’S
53º55’48’’S
53°47’11’’S
53°37’30’’S
53°24’27’’´S
53°06’20’’S
52°48’48’’S
LONGITUD
72°11’33’’W
71°51’21’’W
72°07’07’’W
72°25’15’’W
72°28’56’’W
72°27’19’’W
72°17’49’’W
72°19’44’’W
71°55’25’’W
71°50’14’’W
71°36’49’’W
70°58’43’’W
70°55’27’’W
70°54’58’’W
70°50’29’’W
70°45’37’’W
LOCALIDAD (SUR)
SENO VENTISQUERO
VENTISQUERO ESPAÑA
VENTISQUERO HOLANDA
BAHÍA YENDEGAIA
PUERTO NAVARINO
PUERTO WILLIAMS
PUERTO EUGENIA
LATITUD
54°49’31’’S
54°49’38’’S
54°56’31’’S
54°53’02’’S
54°54’37’’S
54°55’28’’S
54°55’42’’S
LONGITUD
70°19’58’’W
69°46’17’’W
69°09’05’’W
68°44’24’’W
68°19’06’’W
67°36’28’’W
67°18’20’’W
MAGALLANES
LATITUD
48º06’09’’S
48º25’26’’S
48º33’43’’S
48º40’07’’S
48º54’54’’S
49º07’05’’S
49º17’17’’S
49º35’48’’S
49º33’37’’S
49º47’22’’S
49º55’01’’S
50º00’21’’S
50º06’45’’S
50º25’10’’S
50º51’05’’S
50º59’32’’S
51º21’33’’S
51º41’43’’S
51º58’41’’S
52º05’57’’S
52º10’07’’S
52º11’39’’S
52º04’28’’S
52º05’38’’S
51º48’29’’S
LONGITUD Nº
74º43’05’’W 24
74º08’18’’W 25
74º57’18’’W 26
74º36’02’’W 27
74º22’14’’W 28
74º25’18’’W 29
74º22’59’’W 30
74º26’37’’W 31
74º08’50’’W 32
74º18’11’’W 33
74º19’58’’W 34
74º21’38’W 35
74º41’58’’W 36
74º30’44’’W 37
74º05’55’’W 38
74º13’23’’W 39
74º05’25’’W
73º58’14’’W
73º41’30’’W 40
73º43’51’’W 41
73º36’31’’W 42
73º36’55’’W 43
73º28’09’’W 44
73º15’45’’W 45
72º54’28’’W 46
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
ción espacio-temporal del VPM y del principal agente productor de la toxina, el dinoflagelado
Alexandrium catenella.
ANTECEDENTES HISTÓRICOS:
MAGALLANES Y AYSÉN
Los primeros registros de veneno paralizante, en
los años 1972, 1981 y 1989, ocurrieron en la región
de Magallanes y el primero de ellos precede en más
de dos décadas a la detección de este complejo tóxico en Aysén. Los extensos territorios de ambas regiones, Magallanes (48º30’-56ºS) desde 1991 y Aysén
(41º-48º30’S) desde 1994, han sido afectados por una
serie de floraciones toxígenas que continúan presentándose hasta la fecha. Adicionalmente en esta última región se presentan floraciones asociadas al veneno diarreico de los mariscos.
Los datos históricos de Magallanes muestran que
las floraciones nocivas han incrementado su frecuencia de aparición, duración, extensión e intensidad en
los últimos años. Tras la fundación de Punta Arenas,
a mediados del siglo XIX, los antecedentes disponibles no muestran que Magallanes presentara la impronta reiterada de este tipo de fenómeno. Los grupos nativos canoeros que poblaron este territorio por
un lapso de unos 6500 años y cuya dieta incluía en
forma importante el consumo de mariscos, no han
dejado evidencias del eventual impacto de floraciones
nocivas asociadas al veneno paralizante. No obstante existen datos de un par de intoxicaciones para el
Canal Beagle ocurridas a fines del siglo XIX
adjudicables a este veneno. En una de ellas, sucedida
en Isla Navarino, se registró la muerte de 9 yámanas
un 17 de octubre de 1894 asociada a consumo de
bivalvos (Peric, 1985). La otra intoxicación, ocurrida
en Ushuaia (Argentina), afectó a 4 yámanas que presentaron síntomas característicos de intoxicación por
veneno paralizante en 1896 (citado en Benavides et
al., 1995). Ya en tiempos recientes, en octubre de
1970, se comunicó la intoxicación de tres personas
que habían ingerido bivalvos en el área de Cutter Cove,
al norte de Punta Arenas, cuya sintomatología indicaba un envenenamiento con toxina paralizante
(Guzmán & Campodonico, 1978).
El organismo identificado como fuente primaria
del VPM en el sur de Chile es el dinoflagelado
Alexandrium catenella, citado por primera vez en
1972 para la región de Magallanes (Guzmán et al.,
1975a; Guzmán & Campodonico, 1975, 1978) y en
239
1992 para la de Aysén, donde se reportaron cadenas
aisladas de esta especie en la boca del fiordo del mismo nombre frente a la Isla Churrecue (Muñoz et al.,
1992). En la Tabla 2 se presenta el número de
intoxicados y casos fatales por veneno paralizante
registrados en Chile entre 1972 y 2000. Los casos
ascienden a 387, y el 90,4% se ha producido desde
1991 hasta la fecha. Un 83,2% de estos casos ha
ocurrido en Magallanes, y de ellos 20 fueron fatales
(6,2% del total de intoxicados de esta región) y en su
mayoría acontecieron entre 1991 y 1994, especialmente en 1992. En 1995, 1996 y 1998 ocurrieron otros
6 casos mortales en Aysén. La mayoría de los casos
de intoxicación tuvieron lugar por consumo del bivalvo
Aulacomya ater (cholga) y el período del año en que
ocurrió la mayor parte fue el verano (56,2%).
Actualmente los límites de distribución de esta
especie en Chile son: Cailin (43º09' S; 73º31' W),
en el sector meridional de la región de Los Lagos
(X región), por el norte (Lembeye et al., 1998) y
Seno Ponsonby, en la región de Magallanes (55º08’
S; 68º43’ W), por el sur (Guzmán et al., 1975b).
No obstante, existen sectores de los cuales no se
dispone de información en el extremo sur de Aysén,
entre 45º40’ y 48º06’S (Isla Schafer), y en el sector
meridional de Magallanes, al sur de Seno Ponsonby,
incluyendo las Islas Wollaston, el archipiélago del
Cabo de Hornos y las Islas Diego Ramírez (Lembeye
& Sfeir, 1997; Uribe et al., 1995).
Alexandrium catenella presenta una amplia distribución mundial, aunque restringida a determinadas
áreas geográficas, y ha sido citada como fuente del
mismo complejo tóxico del VPM en Corea, Japón,
Hong Kong, Sudáfrica, Argentina (Canal Beagle) y
la costa Pacífica de Norteamérica, entre Alaska y
California (Balech, 1995; Taylor et al., 1995). En años
recientes se registró en Cataluña (España) (Vila et
al., 2001) y desde su primera cita, en 1998, aparece
asociada cada año a episodios de VPM en esta región de la costa mediterránea.
Las floraciones chilenas de A. catenella en 1972,
1981, 1989 y desde 1991 hasta la fecha, han presentado una gran variabilidad en su distribución espacio-temporal. A partir de 1994 su distribución geográfica se extendió hasta la región de Aysén, y en la
última década ha afectado extensas áreas costeras
de las dos regiones más australes de Chile. Estas
expansiones se representan en la Fig. 1. Las
floraciones de 1972 (Guzmán et al., 1975a, b) y 1981
CAPÍTULO 11: ALEXANDRIUM CATENELLA Y EL VPM EN CHILE
240
(Lembeye, 1981a), aunque se produjeron en áreas
diferentes del litoral de la región de Magallanes, conllevaron la presencia de toxinas en los bivalvos durante todo el año. Por el contrario, el episodio de 1989
tuvo una distribución más restringida (Uribe, 1988) y
una persistencia de la toxicidad en los bivalvos de 34 meses. De estas tres primeras floraciones, es la de
1972 sobre la que se dispone de mayor información
Tabla 2. Casos de intoxicación en humanos con veneno paralizante de los mariscos, registrados en las regiones de Aysén y
Magallanes (1972-2000). (Actualizado de Suárez & Guzmán, 1999). *Magallanes; **Aysén. Cholga=Aulacomya ater; Chorito=Mytilus
chilensis; Caracol piquilhue=Adelomelon ancilla
CASO
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
15
16
17
18
19
20
21
22
23
24
25
26
27
28
29
30
31
32
33
34
35
36
37
AÑO MES
1972
10
1981
2
1989
4
1991
3
1991
11
1991
12
Subtotal
1992
1
1992
1
1992
2
1992
3
1992
5
1992
7
1992
7
1992
12
Subtotal
1994
1
1994
1
1994
1
1994
1
1994
2
1994
4
1994
6
Subtotal
1995
1
1995
2
1995
5
Subtotal
1996
?
1997
?
1997
1
1997
1
1997
1
Subtotal
1998
2
1998
3
1998
4
1998
?
1998
11
Subtotal
1999
?
2000
?
2000
11
Subtotal
Total
NUMERO DE
INTOXICADOS
3
26
8
95
125
2
259
14
5
3
1
3
1
3
6
36
8
1
2
1
1
1
1
15
4
1
14
19
21
1
2
1
1
26
9
10
1
2
2
24
1
6
1
8
387
NUMERO DE
MUERTES
3
2
0
2
2
1
10
6
0
0
1
0
0
1
0
8
0
0
1
0
0
0
1
2
0
0
1
1
2
0
0
0
0
2
1
1
0
1
0
3
0
0
0
0
26
LUGAR
Bahía Bell*
Seno Unión*
Estero Núñez*
Bahía Nash*
Seno Unión?*
Seno Nevado*
RECURSO
Cholga
Cholga
Cholga
Chorito
Cholga
Cholga
Bahía Woodsworth*
Estero Asia*
Km. 49 Sur*
Caleta La Olla*
Paso Nuevo*
Isla Vancouver*
Paso Shoal*
Puerto Williams*
Chorito
Chorito
Chorito
Chorito
Cholga
Cholga
Cholga
Chorito
San Juan*
Los Ñires*
Punta Arenas*
Punta Arenas*
Punta Arenas*
Bahía Gente Grande*
Seno Ringdove*
Chorito
Chorito
Chorito
Chorito
Chorito
Cholga
Cholga
Chabunco*
Seno Profundo*
Isla Toto**
Chorito
Cholga
Cholga
Aysén**
Aysén**
Isla Isabel*
Fuerte Bulnes*
Santa María*
?
?
Cholga
Cholga
Cholga
Aysén**
Aysén**
Aysén**
Aysén**
Canal Magdalena*
?
Cholga
Cholga
Cholga
Caracol piquilhue
Aysén**
Aysén**
Isla Lucía*
Cholga
Cholga
Cholga
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
(Guzmán, 1976; Guzmán & Campodonico, 1975, 1978;
Guzmán & Lembeye, 1975; Guzmán et al., 1975a, b;
Lembeye et al., 1975). La toxicidad se extendió desde el sector occidental del Estrecho de Magallanes
hasta el Canal de Beagle, abarcando aproximadamente desde los 53º30’ hasta los 55º30’S y tuvo una
duración de al menos un año. La toxicidad máxima
registrada fue de 96000 U.R. (17280 µg STX eq.·100
g -1), si bien la muestra que presentó este valor fue
colectada el 11 de noviembre de 1972 en Bahía Bell
(Isla Clarence, 53ºS), casi tres semanas después de
la ocurrencia de tres casos fatales, el 22 de octubre.
La floración se inició posiblemente en octubre de 1972
y tuvo una duración de al menos cinco semanas. Las
densidades de A. catenella registradas en esa ocasión continúan siendo las más altas encontradas hasta la fecha, con valores que oscilaron entre 2.4 y 6
·105 cel · l-1 y formaron manchas subsuperficiales.
Entre 5 y 10 m de profundidad, se registraron densidades entre 15700 y 320100 cel · l-1, siendo escasa la
concentración de otras especies fitoplanctónicas
(Guzmán et al., 1975a). La floración coincidió con
notorias diferencias en la salinidad y temperatura del
agua de Bahía Bell respecto de otros sectores
muestreados, y con una marcada estratificación
termohalina. Se supone que el fenómeno fue precedido o coincidió con un período anormal de insolación
y calmas. Los organismos vectores que alcanzaron
las concentraciones más altas de toxina fueron
Aulacomya ater (cholga) y Mytilus chilensis
(chorito). En el contenido digestivo de ambas especies se identificó la presencia de quistes temporales
de A. catenella, cuya apariencia es muy diferente a
la forma vegetativa de esta especie, y cuya identificación, en especímenes teñidos, fue posible por su
característico núcleo en forma de “U” (Guzmán,
1976). En enero de 1973, cuando la densidad de A.
catenella se había reducido notablemente (100-2200
cel.· l-1), en Bahía Bell aún se mantenía una toxicidad
elevada de 30000 U.R. (~5400 µg STX eq.·100 g-1).
En una zona del Estrecho de Magallanes, A.
catenella co-ocurrió con una floración de
Amphidoma sp. (Campodonico & Guzmán, 1974),
especie que no volvió a ser detectada.
El 12 de febrero de 1981 se detectó el segundo
brote tóxico de veneno paralizante asociado a A.
catenella al producirse una intoxicación masiva y dos
casos fatales por consumo de cholgas (Tabla 2). En
este caso la distribución geográfica del episodio de
toxicidad se ubicó más al norte que en 1972-1973 y
abarcó un área menos extensa, entre Paso Tres Ce-
241
rros (50ºS) y Canal Abra (53ºS) (Lembeye, 1981 a,
b) (Fig. 1). El nivel de toxinas en las cholgas se estimó en 6730 U.R. (~1211 µg STX eq.· 100 g-1). Los
contenidos digestivos de estos bivalvos presentaron
entre 8900 y 28940 quistes temporales de A.
catenella por individuo. A fines de febrero de 1981,
el fitoplancton estuvo caracterizado por una gran diversidad de especies con un leve predominio de las
diatomeas sobre los dinoflagelados. Al momento de
detectarse la floración se observó una clara inversión térmica, la temperatura de superficie era de 8.2
ºC y la de 50 m, de 10.3ºC, encontrándose los valores
más altos entre 5 y 30 m de profundidad. La mayoría
de los muestreos se hicieron a menos de 10 m por
razones topográficas. Las temperaturas encontradas
fueron altas para el área, coincidiendo con lo sucedido en el episodio de Bahía Bell (Guzmán & Lembeye,
1975; Guzmán & Campodonico, 1978). Las
salinidades reflejaron el aporte de aguas continentales, pues en general fueron bajas, con un claro incremento en profundidad. Los valores extremos oscilaron entre 8.14 (superficie) y 31.51 (50 m) PSU.
El tercer brote tóxico fue detectado tras una intoxicación masiva, ocurrida en Punta Arenas el 15
de abril de 1989 (Tabla 2), por consumo de cholgas
recolectadas en Estero Núñez, al norte de Punta
Arenas (Uribe, 1988). Las concentraciones de VPM
en cholga variaron entre 9250 y 11560 U.R. (~16652081 µg STX eq.·100 g -1 ). En muestras de M.
chilensis recolectadas nueve meses más tarde, se
encontraron niveles cercanos al límite de detección
del bioensayo, con valores entre 190 y 320 U.R. (~3458 µg STX eq.·100 g-1). No se dispuso de información de las poblaciones fitoplanctónicas, aunque sí
del contenido digestivo de las cholgas, que presentaban tecas de Prorocentrum micans junto con quistes temporales de A. catenella. Se sugirió que la aparición de mareas rojas tóxicas y los consecuentes altos niveles de VPM en Magallanes, existirían a causa de una interacción de tipo climático-hidrográfica
de baja frecuencia (ca 10 años).
SITUACIÓN ACTUAL: LA DÉCADA DE
LOS NOVENTA
La reaparición de mariscos tóxicos en el litoral
de Magallanes fue detectada el 29 de marzo de 1991
tras una intoxicación masiva por consumo de choritos
(Mytilus chilensis) extraídos de Bahía Nash, en el
área central de la región de Magallanes (Fig. 1, Tabla 2). A pesar de decretarse una veda cautelar para
CAPÍTULO 11: ALEXANDRIUM CATENELLA Y EL VPM EN CHILE
242
toda la región (hasta que no se dispusiera de una apreciación de la distribución del VPM), y de advertirse
que todo producto susceptible de contener estas toxinas debía ser analizado antes de su consumo, el 17
de noviembre y 26 de diciembre de 1991 ocurrieron
dos nuevos episodios de intoxicación por consumo
de marisco que incluyeron tres casos fatales. Del
primer episodio, el más intenso registrado en la región hasta la fecha, no se pudo recabar información
precisa sobre la procedencia de los mariscos que lo
causaron, aunque se presume que provenían de Seno
Unión. El segundo episodio fue causado por marisco
procedente de Seno Nevado (Estrecho de
Magallanes).
Resultados de los Cruceros del B/I Abate
Molina (1992 y 1993)
La Subsecretaría de Pesca encomendó al Instituto de Fomento Pesquero (IFOP) la realización de
dos cruceros oceanográficos, llevados a cabo a bordo del B/I Abate Molina, para obtener una visión
amplia de la distribución y abundancia de
Alexandrium catenella y de los niveles de VPM en
los organismos vectores.
Entre el 26 de febrero y el 2 de abril de 1992 se
realizó el primer crucero, que abarcó desde Puerto
Edén (49º00’S) hasta las Islas Wollaston (55º43’S) e
incluyó 74 estaciones oceanográficas (Braun, 1992).
Aunque la cobertura geográfica fue muy extensa, A.
catenella sólo fue detectada, en densidades muy
moderadas (máximo 432 cel · l-1 en superficie), en
Seno Ventisquero (Canal Beagle), lo que sugiere que
la floración se encontraba ya en fase de declive. Se
registraron temperaturas de 4.88-4.91ºC y salinidad
de 22.056-23.77 PSU entre 0 y 25 m. De los nueve
recursos marisqueros analizados mediante bioensayo
de ratón, sólo cinco presentaron resultados positivos: Aulacomya ater (cholga), Mytilus chilensis
(chorito), Eurhomalea exalbida (almeja), Ensis
macha (navaja), y una especie de caracol no identificada. Las toxicidades más altas se registraron en
los caracoles (8019 µg STX eq.· 100 g-1) y en las
cholgas (7114 µg STX eq.· 100 g-1). El sector menos tóxico durante el crucero estuvo entre Puerto
Edén (49ºS) y Canal Smyth (52ºS), donde sólo un
17% de las muestras (N=89) presentaron toxicidad,
con valores que oscilaron entre el límite de detección del bioensayo y 176 µg STX eq.·100 g-1. El
valor máximo fue detectado en Estero Ringdove,
en el extremo norte del sector, si bien en esta loca-
lidad las cholgas no presentaron toxicidad. Entre el
Islote Fairway (52ºS) y Punta Santa Ana (53ºS) se
analizaron 19 muestras, de las cuales el 68% resultaron positivas, con toxicidades comprendidas entre
30 y 6660 µg STX eq.·100 g -1, aunque la mayor parte
(9 muestras) presentaron valores próximos a 1134
µg STX eq.·100 g-1. En el sector sur, entre Puerto
Arturo e Islas Wollaston (54ºS–55ºS), se analizaron
70 muestras, 41% de las cuales no presentaron toxicidad según el bioensayo de ratón. Las muestras positivas arrojaron valores entre 31 y 7114 µg STX
eq.·100 g -1 y de ellas un 52% presentaron toxicidades superiores a 1026 µg STX eq.·100 g-1. El sector
más tóxico fue el área comprendida entre la boca
occidental del Estrecho de Magallanes y Seno Año
Nuevo.
Un año más tarde, entre 10 de febrero y 5 de
marzo de 1993, se realizó un segundo crucero, el más
amplio en cuanto a cobertura geográfica (43º-45ºS
en la región de Aysén y 49º-55ºS en la región de
Magallanes)
y
parámetros
analizados
(oceanográficos, climatológicos, fitoplanctónicos,
zooplanctónicos, toxinas en especies vectores y quistes en sedimentos) (Braun et al., 1993). En total se
fijaron 111 estaciones (26 en Aysén y 85 en
Magallanes). En Aysén se evaluó la presencia de
VDM mediante bioensayo, pero no la de VPM,
presumiblemente porque hasta ese momento el paradigma era que el VPM se restringía a la región de
Magallanes. Los análisis cualitativos de fitoplancton
(N=109 muestras) mostraron la práctica ausencia de
A. catenella en la región de Aysén, donde se detectó
la especie tan sólo en la estación de Canal Darwin
(45ºS). Por el contrario, en la región de Magallanes
A. catenella estuvo presente en el 54% de las muestras, siendo muy abundante (>50 células según la
escala empleada por Braun et al., 1993) entre Canal
Grappler y Bahía Islas (51º S), en la Provincia de
Última Esperanza (zona norte de Magallanes). A
partir de ahí la abundancia de la especie fue disminuyendo paulatinamente hasta los 54ºS para
incrementarse de nuevo a partir de esta latitud. En
los análisis cuantitativos (N=216) de muestras tomadas en superficie y a 10m, A. catenella se detectó sólo en Magallanes, entre Canal Grappler (est.
30, 49ºS) y Puerto Toro (55ºS). En este sector,
24.7% de las muestras de superficie presentaron
densidades de 200-1400 cel · l-1 , y 14.8% de las
muestras de 10 m, de 20-15384 cel · l-1, correspondiendo el máximo a Estero Falcon (est. 33).
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
En cuanto a la toxicidad, 42% de las 86 muestras
analizadas (bioensayo de ratón) resultaron positivas.
Entre las 17 especies de interés comercial analizadas, se encontró VPM en tres especies de bivalvos
(Aulacomya ater, Mytilus chilensis y Chlamys
vitrea), tres de gasterópodos (Adelomelon ancilla,
Trophon sp. y Argobuccinum sp.), y un crustáceo
(Megabalanus psittacus). Los valores de toxicidad
variaron entre 30 y 5692 µg STX eq.·100 g-1, y se
distribuyeron en un amplio espacio geográfico, entre
Estero Falcon y Puerto Toro, coincidiendo con las
áreas en las cuales se detectó A. catenella. Los valores máximos de VPM se registraron en
Argobuccinum sp.
Durante este segundo crucero se analizaron por
primera vez muestras de sedimentos para detectar
quistes de A. catenella. En todas las muestras recogidas entre Canal Moraleda (44ºS, Aysén) y
Puerto Toro, tan sólo se detectaron quistes, y en
baja concentración, en Canal Ballenero (54ºS,
Magallanes). Trabajos posteriores de distribución y
abundancia de quistes de A. catenella (Uribe et al.,
1995, Lembeye & Sfeir, 1997, 1999a, b) destacaron que las áreas con abundancia de quistes de la
especie eran escasas. Los resultados de los primeros trabajos (Braun et al., 1993; Uribe et al., 1995)
han permitido mostrar que en determinadas regiones someras, con sedimentos de limo y arcilla, es
factible encontrar quistes de esta especie, pero aún
no se han detectado lechos que permitan explicar la
distribución del VPM y de la células vegetativas de
A. catenella. En Magallanes, de 22 estaciones
muestreadas, sólo se encontraron quistes en Bahía
Borja (Paso Tortuoso) (1.3 ± 1.33 quis.· ml -1; n=3)
y Canal Ballenero (Puerto Engaño) (72.7 ± 19.54
quis.· ml -1), en tanto que en Aysén se detectaron
quistes de la especie en cuatro de las 12 estaciones:
Punta Tortuga (2.7 ± 1.33 quis.· ml -1 ), Punta San
Emilio (Canal Darwin) (5.0 ± 4.51 quis.· ml -1), Puerto Harchy (28.0 ± 16.56 quis.· ml -1 ) y Estero
Quitralco (76.7 ± 13.68 quis.· ml-1) (Lembeye &
Sfeir, 1997, 1999a, b). Así pues, tanto en Aysén
como en Magallanes se han detectado zonas con
concentraciones de quistes semejantes, como Estero Quitralco y Canal Ballenero, pero en la mayor
parte de las estaciones muestreadas se detectaron
concentraciones inferiores a las esperadas. A pesar
de los resultados obtenidos los autores señalaron
que éstos serían los probables centros de generación del inóculo para las floraciones de esta especie.
243
Finalmente, Braun et al. (1993) plantearon que
la duración y cobertura geográfica de este tipo de
fenómeno no puede ser explicada por factores locales, punto de vista con el que concordaron Uribe (1988)
y Benavides et al. (1995). Estos autores sugirieron
que las floraciones son una respuesta a cambios
globales de corto término, y básicamente a la variación de condiciones ambientales asociadas a los fenómenos de gran escala de «El Niño», que presentan
una periodicidad de casi 10 años. Con esta perspectiva, los autores hipotetizaron que el aumento de las
precipitaciones durante un largo período de tiempo,
como consecuencia de alteraciones globales, produce un notorio descenso de la salinidad de superficie y
un aumento de la estratificación. El descenso de
salinidad conlleva una disminución de la concentración de nutrientes en el estrato superior, mientras que
el estrato subsuperficial presentaría una alta concentración de nutrientes no utilizados por encontrarse bajo
la capa fótica (Uribe, 1988). La disminución de las
precipitaciones durante primavera-verano reduce la
estratificación y como consecuencia ascienden aguas
ricas en nutrientes a la zona fótica, favoreciendo el
desarrollo de floraciones de fitoplancton
subsuperficiales.
Un análisis detallado de los datos obtenidos durante episodios ocurridos en los últimos 30 años permite señalar que el inicio y mantenimiento de las
floraciones de A. catenella asociadas a brotes de
VPM en el extremo sur de Chile, muestran correspondencia con el término de un fenómeno de «La
Niña» y el inicio de un «El Niño» intenso. Cuatro de
los siete eventos históricos más fuertes de «El Niño»,
desde 1950 hasta la fecha, muestran correspondencia con la presencia de VPM, como es el caso de los
fenómenos de «El Niño» de los años 72-73, 82-83,
91-92 y 97-98. Además, parece que el nivel de toxicidad en los mariscos, la abundancia de A. catenella
y la duración de los brotes tóxicos, está en correspondencia con la duración de las desviaciones positivas del índice multivariado de la oscilación del sur
(MEI) (Wolter, 1987; Wolter & Timlin, 1993). Las
floraciones de A. catenella ocurren en situaciones
de calma, alta insolación y en una columna de agua
estable (Guzmán e t a l ., 1975a; Guzmán &
Campodonico, 1978; Benavides et al., 1995). Se ha
mostrado mediante análisis de componentes principales que el incremento de la temperatura del agua
es un factor asociado a la aparición de floraciones de
A. catenella, lo que ha sido puesto en evidencia en
CAPÍTULO 11: ALEXANDRIUM CATENELLA Y EL VPM EN CHILE
244
Puerto Zenteno (Pizarro et al., 1997) y en el área
norte de Magallanes (Guzmán et al., 2000a, b).
Otros Resultados
Aunque durante 1991 y 1992 se efectuaron reconocimientos de amplia cobertura geográfica que
abarcaron la región de Magallanes (Braun, 1992) en
el primer caso, y las dos regiones más australes de
Chile, Aysén y Magallanes, en el segundo (Braun et
al., 1993), las acciones sistemáticas de monitoreo de
ficotoxinas, fitoplancton y variables oceanográficas
y meteorológicas se iniciaron en 1994. La información que se presenta está referida a toxicidad detectada en los moluscos, densidad y abundancia relativa
de Alexandrium catenella y estructura
fitoplanctónica para el período 1994 y 2000.
La mayor parte de estos antecedentes corresponden a la región de Magallanes (48 estaciones fijas de muestreo), pero se incluyen también resultados obtenidos en la región de Aysén en el transcurso de trabajos financiados por el Fondo de Investigación Pesquera y que abarcan el monitoreo de
ficotoxinas y de A. catenella en 13 estaciones de
muestreo (Tabla 2; Fig. 1) (Uribe et al ., 1995,
Lembeye et al., 1997 y 1998). En menor grado,
también se incluyen resultados del Programa de Vigilancia Epidemiológica, que aborda exclusivamente el monitoreo de organismos vectores y que se
ejecuta desde 1995 bajo la responsabilidad del Servicio de Salud de Aysén. Éste cuenta con una red
de 77 estaciones, que han sido repartidas en 5 sectores: Norte (28 estaciones), Sur (18), Raúl Marín
Balmaceda (11), Melinka (9) y Caleta Tortel (11)
(Fernández & Tocornal, 2000).
Con el paso del tiempo, las técnicas de muestreo
se han estandarizado, y se ha mejorado la cobertura
de la red de estaciones, ya sea mediante la eliminación de estaciones antiguas o con la incorporación de
otras nuevas, de tal forma que se han elegido los puntos más representativos. Asimismo se han aplicado
criterios de muestreo diferentes, redes de fitoplancton
de diferente apertura de malla, muestreos discretos
o integrados y contajes de fitoplancton con técnicas
distintas, entre otros. No obstante se ha intentado
homogeneizar la información, lo cual se ha logrado
en la mayoría de los casos.
La toxicidad en especies vectores (Aulacomya
ater o Mytilus chilensis) (2 réplicas por estación)
se estimó mediante bioensayo ratón y se expresa en
forma logarítmica (ln X+1) en µg equivalentes de STX
por 100 g de carne de marisco (µg STX eq.·100 g -1).
Las estimaciones inferiores a 30-40 (µg STX eq ·100
g -1) o no detectables se hicieron equivalentes a cero.
Las muestras para estimar la densidad de
Alexandrium catenella se recolectaron aplicando
distintos métodos: muestreos discretos a profundidades estándares (Uribe et al., 1995; Lembeye e t
al., 1998), arrastres verticales (Lembeye et al.,
1997), y muestreos integrados a 0-5 m y 5-10 m)
(Uribe et al., 1997, 1998; Guzmán et al., 1999,
2000a) o a 0-10 m y 10-20 m (Guzmán e t a l .,
2000b, 2001). Los contajes se realizaron con cámaras Sedgewick-Rafter (Uribe e t a l ., 1995,
Lembeye et al., 1997, 1998) y mediante el método
de Utermöhl (Uribe et al., 1997, 1998; Guzmán e t
al., 1999, 2000a, b). Los datos se presentan como
densidad promedio en la columna de agua en cel · l -1,
transformados logarítmicamente (ln X+1).
Para estimar la abundancia relativa de A.
catenella, se contabilizó el número de células en 0.1
ml bajo un cubreobjeto de 18x18 mm (promedio de 3
réplicas) y se aplicó un escalafón de abundancia de
siete rangos, establecido según la abundancia de esta
especie en la naturaleza (Tabla 3). Las muestras
fueron recolectadas mediante arrastres verticales
entre 30 m y superficie (muestra integrada de 6
réplicas). En Magallanes, durante 1994 y 1996, los
muestreos se efectuaron con red de 65 µm, pero actualmente se utiliza de 23 µm. La estructura de la
comunidad fitoplanctónica fue evaluada según el
índice G (Clément & Guzmán, 1989) a partir de
los resultados del análisis del fitoplancton de red,
usando la siguiente expresión:
G=
( A − B)
( A + B)
donde, A= número de especies de diatomeas y B=
número de especies de dinoflagelados. El rango del
índice es de +1 a -1, tomando valores positivos cuando dominan las diatomeas y negativos cuando son
más importantes los dinoflagelados, en número de
especies. En las situaciones en que la composición
específica de la muestra fue inferior a 6 especies, el
índice fue estimado según la tendencia de la serie
temporal sobre la base del promedio entre el muestreo
previo y el siguiente, teniendo en cuenta la tendencia del índice en estaciones adyacentes.
La información presentada ha sido tomada de informes técnicos de monitoreos financiados por el
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
245
Tabla 3. Escala de abundancia relativa para A. catenella.
ESCALA
NÚMERO DE CÉLULAS
AUSENTE
0
0
RARO
1
1- 2
ESCASO
2
3 - 10
REGULAR
3
11 - 42
ABUNDANTE
4
43 - 170
MUY ABUNDANTE
5
171 - 683
EXTREMADAMENTE ABUNDANTE
6
>683
*Número de células promedio bajo un cubreobjeto de 18x18mm en 3 alicuotas de 0.1 ml cada una.
Fondo de Investigación Pesquera y Fondo Nacional
de Desarrollo Regional, tanto para la región de Aysén
(Lembeye et al., 1997, 1998; Fernández & Tocornal,
2000), como para la de Magallanes (Uribe et al., 1995,
1997, 1998; Guzmán et al., 1999, 2000a, b, 2001).
Distribución de la toxicidad en organismos
vectores: núcleos geográficos de toxicidad
Al analizar la distribución de la toxicidad en los
moluscos vectores en Aysén y Magallanes, se aprecian importantes diferencias entre regiones, así como
entre zonas de la misma región. Por ello, no es posible extrapolar resultados de unas áreas a otras, sobre:
a ) períodos en que se incrementa la abundancia de
Alexandrium catenella y consecuentemente la
toxicidad en los mariscos;
b) tendencias de expansión, mantenimiento o contracción de la cobertura geográfica;
c ) sectores con mayores probabilidades de presentar toxina.
No obstante, a pesar de estas variaciones
interanuales, se observaron patrones espaciales y
temporales que han permitido caracterizar sectores
con mayores probabilidades de presentar mariscos
tóxicos, así como tendencias de la concentración
de toxicidad y/o de la abundancia de A. catenella
durante determinados períodos del año.
En las distintas etapas del programa de
monitoreo, particularmente para Magallanes, se fueron configurando sectores geográficos que
recurrentemente y en forma característica, reflejaban una mayor probabilidad de presentar niveles de
VPM detectables mediante el bioensayo del ratón.
Denominaremos en lo sucesivo “núcleos de toxicidad” a aquellos sectores con mayores probabilidades de ocurrencia de la forma vegetativa de A.
catenella y de toxicidad detectable mediante
bioensayo. Se trata, por tanto, de focos con una persistencia espacial y temporal recurrente de la toxina
y del dinoflagelado, que puede ser detectada en mapas de distribución o mediante técnicas de agrupación objetivas (e.g. análisis de conglomerados, análisis de componentes principales). En este trabajo, para
Aysén se dispone de menos datos que para
Magallanes. No obstante, los análisis de tendencias
temporales del porcentaje de muestras positivas para
esta región (>80 µg STX eq.·100 g -1), según resultados del programa de vigilancia epidemiológica sobre
una base de 2500 a 6000 muestras anuales entre 1995
y 2000 (Fernández y Tocornal, 2000) muestran, al
igual que en Magallanes, importantes variaciones
interanuales y entre sectores.
En las Figs. 2 y 3 se muestra la distribución de
los núcleos de toxicidad en la región de Magallanes
en los años 1994 y 2000, los dos años que presentan
un mayor contraste durante el período estudiado
(1994-2000). Los máximos de toxicidad se observaron en Magallanes en 1994. Estos valores están muy
por debajo de los 127000 µg STX eq. 100 g -1 señalados para el Canal Beagle (Argentina) por Benavides
et al. (1995), y que constituyen un récord histórico y
mundial; estas muestras fueron recolectadas de un
sector que coincide geográficamente con el área sur
del programa “Marea Roja” de Magallanes. En esta
última región, y hasta 1999, se observó:
CAPÍTULO 11: ALEXANDRIUM CATENELLA Y EL VPM EN CHILE
246
·
·
·
una tendencia al descenso de los niveles de toxina y proporción de muestras tóxicas;
la existencia de determinados períodos del año con
mayores probabilidades de incremento de la toxicidad (patrón temporal de la toxicidad);
la existencia de sectores geográficos con mayores probabilidades de presentar toxicidad (patrón espacial de la toxicidad).
Para Aysén hay datos disponibles entre octubre
de 1995 y abril de 1998, período en el que también se
aprecia una tendencia a la disminución en la proporción de muestras tóxicas. No obstante, durante 2000
se observaron cambios de la tendencia general de
descenso en ambas regiones. En Aysén se confirmó
la existencia de sectores de mayor riesgo de toxicidad, y el único núcleo definido en esta región fue
68
72
48
1994
Aysén
Ultima Esperanza Meridional
Expansión Estrecho
de Magallanes
52
Estrecho de
Magallanes
Estrecho de Magallanes Seno Otway
Canal Beagle
56
Fig. 2. Núcleos de toxicidad en determinados sectores geográficos de las Regiones de Aysén Meridional y Magallanes durante 1994.
(Línea continua: núcleos permanentes; línea punteada: núcleos esporádicos).
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
247
detectado por el monitoreo de Magallanes (Fig. 3,
est. 2-5). En Magallanes, el registro máximo se presentó en un sector distinto de los habituales en los
mapas de toxicidad previos.
En cuanto al patrón temporal de toxicidad, se
apreció que las dinámicas eran distintas entre ambas
regiones. En Aysén, los máximos de toxicidad se re-
gistraron hacia fines de verano (febrero-marzo)
(Lembeye et al.,1997, 1998), pero se pudieron encontrar células de A. catenella en la columna de agua
durante todo el año. En Magallanes, la forma
vegetativa de esta especie desaparecía del plancton
o se encontraba con una abundancia relativa muy
baja entre finales de otoño e invierno (junio – agosto).
72
68
2000
48
Aysén
Meridional
Ultima
Esperanza
52
Estrecho de Magallanes Seno Otway
Canal Beagle
56
Fig. 3. Núcleos de toxicidad en determinados sectores geográficos de las Regiones de Aysen Meridional y Magallanes durante el año
2000. (Línea continua: núcleos permanentes; línea punteada: núcleos esporádicos).
CAPÍTULO 11: ALEXANDRIUM CATENELLA Y EL VPM EN CHILE
248
Aunque los núcleos han sido definidos sobre la
base de la toxicidad, es importante entenderlos como
un binomio dinoflagelado-toxicidad, cuya interacción
es la que le confiere la dinámica y persistencia primaria al núcleo. La información muestra que la extensión geográfica de estos núcleos es variable, y que
en el sistema de fiordos y canales de Magallanes,
entre 1994 y 1999 se distinguieron tres núcleos, que
de norte a sur son: Última Esperanza, Estrecho de
Magallanes-Seno Otway y Canal Beagle. Inicialmente a estos núcleos se les otorgaron configuraciones
espaciales distintas e incluso recibieron nombres diferentes a los aceptados actualmente. Todos ellos
están caracterizados por distintas dinámicas temporales en la concentración de toxina, en los niveles
máximos detectados y en la extensión geográfica del
VPM. La cobertura se expande o se contrae según
las características hidrodinámicas locales que harán
incrementar o disminuir la abundancia de la fase móvil de A. catenella y consecuentemente de la toxicidad en los organismos vectores. Durante 2000 el patrón tóxico observado permitió agregar un cuarto
núcleo, ya señalado en un párrafo previo, que está
situado administrativamente en la región de Aysén y
por ello se le ha nominado núcleo de Aysén Meridional (Fig. 3).
E. Gato
A
I. Larga
P. Trigeña
I. Canalad
S. Magdalena
V. del Marta
P. Aguirre
C. Darwin
I. Smith
E. Tronador
I. Canquenes
I. Rojas
E. Quitralco
ene
feb
mar
abr
may
jun
ago
oct
nov
dic
I. Schafer
N
I. Ophidro
C. Fallos
C. Adalberto
P. Edén
I. Crossover
S. Europa
I. Topar
I. Figueroa
E. Peel
I. Piazzi
C. Williams
B. Ensenada
B. Isthmus
I. Larga
P. Fontaine
E. Montañas
I. Ballesteros
ene
feb
mar
abr
jun
ago
1997
oct
nov (1ª)
nov (3ª)
dic
B. Fanny
C
E. Silva Palma
E. Wickham
E. Sullivan
E. Nuñez
Cutter Cove
B. Mussel
Sobre la base de los eventos de marea roja ocurridos, se ha mostrado que en Aysén el nivel de riesgo por presencia de VPM y A. catenella disminuye
hacia la zona norte (Sfeir, 1999), que incluye los sitios de Palena, Santo Domingo e Isla Toto (Tabla 1).
Los registros máximos se han observado en el área
sur de esta región en Islotes Smith y Estero Quitralco
(Tabla 4), ambos en marzo.
En el área norte de Magallanes, los registros
máximos ocurrieron durante la primavera de 1994,
particularmente en diciembre, y en ese año la toxicidad se distribuyó de manera persistente a lo largo de
todo el año entre dos conjuntos de estaciones, uno
representado entre Isla Piazzi (est. 16) e Isla Larga
(est. 21) y que actualmente constituyen el núcleo de
toxicidad de Última Esperanza, y otro representado
por un conjunto de sitios en el sector septentrional de
esta área de muestreo, entre Isla Schafer (est.1) y
Canal Adalberto (est. 4). Estos datos constituyen un
antecedente que refuerza la definición del núcleo de
Aysén Meridional establecido en 2000, pero al mismo tiempo se aprecia que la dinámica de la toxicidad
en dicho sector no muestra la misma persistencia que
el núcleo de Última Esperanza. A modo de ejemplifi-
B. Nash
B. Cordes
B. Bell
S. Pedro
C. San Isidro
B. Buena
P. Zenteno
ene
feb
mar
abr
may
jun
ago
nov
dic
S. Ventisquero
S
V. España
V. Holanda
B. Yendegaia
P. Navarino
P. Williams
P. Eugenia
ene
mar
abr
may
jun
jul
nov
dic (1ª)
dic (3ª)
<40 µg. eq. STX 100 -1 vianda
80
211
555
1465
>1465
Fig. 4. Distribución espacio-temporal de la toxicidad en mejillones
en Aysén durante 1996 (A) y en las áreas norte (N), centro (C) y
sur (S) de Magallanes en 1997 (en Aysén: Aulacomya ater o
Mytilus chilensis; en Magallanes: área norte = Aulacomya ater, en
áreas centro y sur = Mytilus chilensis).
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
249
Tabla 4. Distribución porcentual de la toxicidad (VPM) en la región de Aysén entre octubre de 1995 y diciembre de 19961 y mayo de
1997 y abril de 19982 ordenados según escala ordinal (E.O.). Tamaño muestra= N. Rango en µg STX eq.100 g -1. (sólo se incluyen
Aulacomya ater y Mytilus chilensis). 1Lembeye et al. (1997); 2Lembeye et al., 1998.
RANGO
E.O.
N=190
N=167
1
2
1995 -1996
1997 -1998
N.D.
0
45.2
52.7
40-80
1
20.5
16.8
81-250
2
5.8
9.5
251-500
3
6.8
4.8
501-1000
4
5.3
1.8
1001 -2500
5
5.8
3.6
2501 -5000
6
2.6
3.6
>5000
7
7.9
7.2
REGISTROS MAS ALTOS DURANTE EL PERIODO ABRIL 1995 Y ABRIL DE 1998
Lembeye et al., 1997 1996
28340
Islotes Smith
Lembeye et al., 1998 1998
20705
Estero Quitralco
car el esquema de la toxicidad, en la Fig. 4 se muestra la distribución espacio-temporal de la toxicidad
en mejillones de Aysén, en 1996, y en las áreas norte,
centro y sur de Magallanes en 1997. Las variaciones
entre áreas son notorias, como también lo es el período del año en que ocurre el mayor incremento de
la toxicidad, en este caso los meses donde existe una
mayor irradiación solar.
En las Tablas 4 y 5 se presentan la distribución
de los resultados toxicológicos, incluyendo los niveles máximos de toxicidad y su ubicación geográfica,
en el período 1995-1998 para Aysén y el período 19942000 para Magallanes, respectivamente. En períodos anuales comparables se aprecia una mayor proporción de muestras tóxicas en Aysén, como también una tendencia general a la disminución de las
muestras tóxicas en Magallanes entre 1994 y 2000.
Distribución espacio-temporal de fases
móviles de Alexandrium catenella
Se dispone de datos de densidad de A. catenella
para Magallanes y Aysén a partir de 1994. En este
período de tiempo se observaron importantes variaciones espaciales e interanuales en la distribución de
la fase móvil de esta especie. La Fig.5 resume parte
de las observaciones efectuadas en ambas regiones.
Los valores máximos de densidad de A. catenella
se registraron en el área sur de Magallanes. Las
tres regiones de Magallanes (norte, centro y sur), mostraron una tendencia descendente en el período
muestreado. No obstante, el valor máximo (30902
cel · l-1) registrado en Puerto Williams (Magallanes
sur) en diciembre de 1994, es muy inferior a los registrados durante la primera floración de esta espe-
Tabla 5. Distribución porcentual de la toxicidad en la región de Magallanes ordenados según escala ordinal y los registros más altos
(VPM) para cada área de estudio entre 1994 y 2000. N = Tamaño muestra. Rango en µg eq. STX ·100 g -1.
AREA NORTE
1994 1996 1997 1998
N
602 460 460 494
Negativo 48.1 66.1 62.3 48.5
30-80
24.2 22.8 18.6 33.4
81-250
13.4 6.7 11.3 12.1
251-500
7.4 2.1 5.8 4.8
501-1.000 1.9 1.9 1.5 0.8
1.001-2.500 3.3 0.2 0.2 0.2
2501.5.000 1.1 0.0 0.0 0.0
>5.000
0.3 0.0 0.0 0.0
Cita
Fecha
VPM
Uribe et al ., 1995 13-12-1994 7.000
Uribe et al ., 1997 23-12-1996 1.322
Uribe et al ., 1998 01-05-1997 1.145
Guzmán et al., 1999 04-06-1998 1.431
Guzmán et al., 2000 23-05-1999
702
Guzmán et al., 2001 02-11-2000 2.014
AREA CENTRO
AREA SUR
1999 2000 1994 1996 1997 1998 1999 2000 1994 1996 1997 1998 1999 2000
500 391 381 183 353 338 500 255 137 100 141 150 168 112
63.4 66.4 21.5 49.1 29.1 52.3 63.4 75.6 9.6 85.0 10.7 20.0 73.2 82.1
27.8 30.1 17.5 34.9 33.4 27.8 27.8 19.2 29.9 11.0 49.6 55.3 21.4 12.5
7.0 2.3 10.7 7.6 16.1 12.4 7.0 3.9 27.7 4.0 15.7 17.4 3.6 2.7
1.8 0.2 14.6 2.7 5.3 4.1 1.8 1.1 16.0 0.0 13.4 4.0 1.8 2.7
0.0 0.2 9.4 2.7 4.8 2.0 0.0 0.0 7.3 0.0 7.1 3.3 0.0 0.0
0.0 0.5 12.0 2.7 3.9 1.1 0.0 0.0 5.1 0.0 2.1 0.0 0.0 0.0
0.0 0.0 5.0 0.0 2.5 0.0 0.0 0.0 4.4 0.0 1.4 0.0 0.0 0.0
0.0 0.0 8.9 0.0 4.5 0.0 0.0 0.0 0.0 0.0 0.0 0.0 0.0 0.0
AREA NORTE Fecha
VPM AREA CENTRO Fecha
VPM
ÁREA SUR
Isla Topar
05-02-1994 52.920 Cabo San Isidro 16-12-1994 4.065
Puerto Navarino
Bahía Ensenada 19-12-1996 2.421
Bahía Mussel 17-03-1996
908
Seno Martínez
Bahía Isthmus 19-01-1997 17.334 Cabo San Isidro 15-01-1997 4.727
Seno Chasco
Isla Piazzi
13-01-1998 2.390
Estero Nuñez 20-01-1998
670
Ventisquero España
Seno Europa 22-01-1999
244
Cabo San Isidro 21-01-1999
489
Puerto Williams
Isla Ofhidro 02-07-2000
435
Bahía Mussel 05-12-2000
469
Bahía Yendegaia
CAPÍTULO 11: ALEXANDRIUM CATENELLA Y EL VPM EN CHILE
250
E. Gato
cie en 1972, en la que se alcanzaron concentraciones
de 6·105 cel · l-1.
A
I. Larga
P. Trigueña
I. Canalad
En la región de Aysén, los valores máximos se
registraron en 1996 en Islotes Smith (5808 cel · l-1) y
en 1998 en Estero Quitralco (4199 cel · l-1), en ambos casos durante los primeros días de marzo. Estos
valores son sensiblemente mayores que los registrados en 1994, en que se detectó un máximo de 287 cel
S. Magdalena
V. del Marta
P. Aguirre
C. Darwin
I. Smith
E. Tronador
I. Canquenes
I. Rojas
E. Quitralco
ene
feb
mar
abr
may
jun
ago
oct
nov
dic
I. Schafer
N
I. Ophidro
P. Edén
E. Penguin
E. Peel
B. Ensenada
I. Larga
P. Fontaine
I. Schafer
I. Ophidro
C. Fallos
C. Adalberto
P. Edén
I. Crossover
S. Europa
I. Topar
I. Figueroa
E. Peel
I. Piazzi
C. Williams
B. Ensenada
B. Isthmus
I. Larga
P. Fontaine
E. Montañas
I. Ballesteros
E. Montañas
N
1997
ene
feb
mar
abr
jun
ago
oct
nov (1ª) nov (3ª)
dic
I. Ballesteros
ene
feb
mar
abr
jun
ago
oct
nov
dic
B. Fanny
C
E. Silva
E. Wickham
B. Fanny
E. Sullivan
C
E. Silva Palma
E. Nuñez
C. Cove
B. Mussel
B. Nash
E. Nuñez
B. Cordes
B. Bell
B. Bell
C. San Isidro
S. Pedro
C. San Isidro
B. Buena
B. Agua Fresca
B. Agua Fresca
P. Zenteno
B. Buena
R. Seco
ene
feb
mar
abr
may
jun
ago
nov
dic
dic (1ª)
dic (3ª)
P. Zenteno
ene
feb
mar
abr
may
jun
ago
nov
dic
S. Ventisquero
S
V. España
S. Ventisquero
S
V. España
V. Holanda
B. Yendegaia
V. Holanda
B. Yendegaia
P. Navarino
P. Navarino
P. Williams
P. Williams
P. Eugenia
ene
P. Eugenia
ene
feb
mar
abr
jun
jul
nov
dic (1ª)
dic (3ª)
11 cel · l-1
4,6
100
1.000
6,9
10.000
9,21
100.000
11,51
Fig. 5. Variación espacio-temporal de la densidad promedio de
Alexandrium catenella en Aysén durante 1996 (A) y en las áreas
norte (N), centro (C) y sur (S) de Magallanes durante 1997.
mar
abr
0
1
2
3
4
5
6
may
jun
jul
nov
ausente
raro
escaso
regular
abundante
muy abundante
extremadamente abundante
Fig. 6. Distribución espacio-temporal de la abundancia relativa
de Alexandrium catenella en las áreas norte (N), centro (C) y sur
(S) de Magallanes durante 1997.
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
251
· l-1 en Isla Larga (Canal Jacaf) a mediados de mayo.
En esta región la fase móvíl es posible encontrarla a
lo largo de todo el año.
está disponible sólo para Magallanes: para el área
norte desde 1994 y para las áreas centro y sur desde
1996. La Fig. 6 muestra un ejemplo de distribución
espacio-temporal de la abundancia relativa de A.
catenella durante 1997.
Los máximos de distribución anual de la fase móvil
de A. catenella coinciden con, o preceden a los períodos en que ocurren incrementos en la toxicidad de
los organismos vectores. La especie está ausente
entre finales de otoño e invierno (mayo-agosto) en la
región de Magallanes, sin descartar que existen períodos inusuales donde se le ha observado en la totalidad del año, inclusive en los meses invernales.
En Magallanes, los períodos con mayores probabilidades de incrementar la abundancia de A.
catenella y por consiguiente la concentración de
VPM en los mariscos fueron en primavera, verano
y el primer mes de otoño para el área norte; desde
mediados del invierno (agosto) hasta mediados de
otoño para el área centro; y desde primavera media
hasta el primer mes de otoño para el área sur. Por
tanto, los períodos de verano y otoño de las tres
áreas de Magallanes presentan un patrón temporal
más amplio que el de Aysén, el cual se inicia en
verano medio y se extiende hasta fines de otoño (cinco meses).
Abundancia relativa de Alexandrium
catenella
La baja densidad con que se encuentra A.
catenella dificulta el establecimiento de configuraciones espacio-temporales. La abundancia relativa
constituye una importante herramienta que ha mostrado su utilidad como alerta temprana del incremento de la toxicidad (datos no publ.) y para definir los
períodos del año de mayor riesgo. La información
De forma resumida se puede decir que en el área
norte de Magallanes existen ocho meses de riesgo
de aparición de VPM; en el área centro, diez meses,
y en el área sur, siete (Tabla 6).
Tabla 6. Distribución temporal de la abundancia relativa de Alexandrium catenella entre 1994 y 2000 en las tres áreas de Magallanes.
Se incluye un cuadro resumen para el período analizado.
Años
1994
1996
1997
1998
1999
2000
Años
1994
1996
1997
1998
1999
2000
Años
1994
1996
1997
1998
1999
2000
Área Norte
E
F
Área Centro
E
F
s.d.
s.d.
s.d.
s.d.
Área Sur
E
F
s.d.
s.d.
M
A
M
J
J
A
S
O
N
D
M
s.d.
s.d.
J
s.d.
s.d.
J
s.d.
s.d.
A
s.d.
S
s.d.
O
s.d.
N
s.d.
D
s.d.
A
s.d.
M
s.d.
J
s.d.
J
s.d.
A
s.d.
S
s.d.
O
s.d.
N
s.d.
D
s.d.
A
M
J
J
A
S
O
N
D
s.d.= sin datos
M
A
s.d.
s.d.
s.d.
s.d.
M
s.d.
Cuadro Resumen
Área
Norte
Centro
Sur
E
F
M
CAPÍTULO 11: ALEXANDRIUM CATENELLA Y EL VPM EN CHILE
252
Estructura de la comunidad fitoplanctónica:
El Indice G
El índice G es una buena herramienta de descripción de la taxocenosis fitoplanctónica, que en el
caso de las extensas áreas estudiadas, muestra importantes variaciones temporales y espaciales, asociadas al comportamiento de la toxicidad y abundancia de A. catenella. Este índice muestra que la riqueza específica de dinoflagelados frente a aquella
de las diatomeas también presentó importantes diferencias interanuales y entre sectores. En la Fig. 7 se
ilustra el caso para las tres áreas de Magallanes durante 1997, resaltando el área sur que muestra predominio de la riqueza de especies de dinoflagelados
en ese año para el periodo de verano, que estuvo
asociado a incrementos de la toxicidad, de la abundancia relativa y densidad de A. catenella (Figs 4 6).
En el área sur, los picos más altos de toxicidad se
registraron en enero de 1997, y también se aprecia
una clara tendencia de disminución hacia 1999. De
forma similar al área norte, la abundancia relativa de
A. catenella muestra un patrón sostenido el cual se
ve interrumpido por periodos de ausencia. Esta situación cambia drásticamente a partir de febrero de
1999 en que la fase móvil de A. catenella en la co1997
I. Schafer
N
I. Ofhidro
C. Fallos
C. Adalberto
P. Edén
I. Crossover
S. Europa
I. Topar
I. Figueroa
E. Peel
I. Piazzi
C. Williams
B. Ensenada
B. Isthmus
I. Larga
P. Fontaine
E. Montañas
Series temporales de toxicidad y abundancia
relativa de A. catenella
La Fig. 8 muestra series temporales que
ejemplifican la relación de la abundancia relativa de
A. catenella y toxicidad en los mariscos en
Magallanes. La información corresponde a sitios de
muestreo de las áreas norte, centro y sur de
Magallanes, respectivamente.
I. Ballesteros
ene
feb
mar
abr
jun
ago
oct
nov (1ª) nov (4ª)
dic
B. Fanny
C
E. Silva Palma
E. Wickham
E. Sullivan
E. Nuñez
Cutter Cove
B. Mussel
B. Nash
B. Cordes
B. Bell
S. Pedro
C. San Isidro
B. Buena
Para el área norte cabe destacar: a) la tendencia
a la disminución de los máximos de toxicidad registrados en el período analizado; b) las variaciones
estacionales de la abundancia relativa de A. catenella,
que muestran una mayor abundancia periódica en primavera, verano y otoño, interrumpidas por períodos
de ausencia, particularmente durante los meses de
invierno (aunque también puede estar ausente en algunos meses de otoño y verano); c) no se aprecia
una tendencia a la disminución de la abundancia relativa durante el período analizado, registrándose todos los años niveles altos de la escala de abundancia
relativa (4-5); d) se aprecia una buena correlación
entre el incremento de la abundancia relativa de A.
catenella y el incremento de toxicidad. Ambos aumentos ocurren simultáneamente o con un desfase
de uno o dos períodos de muestreo.
En el área centro, la correlación entre la abundancia relativa y la toxicidad es tan notable como en
el área norte, a pesar de que a inicios de 1999 el leve
incremento de la abundancia relativa no mostró una
correspondencia con la variación de la toxicidad.
B. Agua Fresca
Rio Seco
P. Zenteno
ene
feb
mar
abr
may
jul
ago
nov
dic
S. Ventisquero
S
V. España
V. Holanda
B. Yendegaia
P. Navarino
P. Williams
P. Eugenia
ene
mar
abr
may
jun
jul
nov
dic
-1 dinoflagelados
-0,75
-0,5
-0,25
0
0,25
0,5
0,75
1
diatomeas
Fig. 7. Variación espacio-temporal del Indice G en las áreas norte
(N), centro (C) y sur (S) de Magallanes durante 1997.
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
253
CALETA WILLIAMS (17)
7
2200
N
6
-1 de
3
1000
2
600
1
200
µg eq. STX * 100 g
Abundancia Relativa
1400
4
carne
1800
5
0
-1
-200
E M M J
S N
F A J O D F A J O D F A J O D F A A O D
1994
1996
1997
1998
ABUNDANCIA RELATIVA (Izq.)
1999
TOXICIDAD (Der.)
BAHIA CORDES (32)
7
2200
C
6
-1 de
3
1000
2
600
1
200
µg eq. STX * 100 g
Abundancia Relativa
1400
4
carne
1800
5
0
-1
-200
A
N
E
M
M
A
D
F
1997
A
J
O
E
1998
M
M
S
N
1999
ABUNDANCIA RELATIVA (Izq.)
TOXICIDAD (Der)
VENTISQUERO HOLANDA (42)
7
2200
S
6
-1 de
3
1000
2
600
1
200
µg eq. STX * 100 g
Abundancia Relativa
1400
4
carne
1800
5
0
-1
-200
M
J
S
D
1996
F
A
J
1997
N
E
M
M
1998
ABUNDANCIA RELATIVA (Izq.)
S
D
F
A
J
O
D
1999
TOXICIDAD (Der.)
Fig. 8. Series temporales de la abundancia relativa de Alexandrium catenella y la toxicidad encontrada en mejillones ( Mytilus chilensis)
en sitios selectos de los núcleos de toxicidad de Última Esperanza, Estrecho de Magallanes-Seno Otway y Canal Beagle de las áreas
norte (N), centro (C) y sur (S) de Magallanes, respectivamente.
CAPÍTULO 11: ALEXANDRIUM CATENELLA Y EL VPM EN CHILE
254
lumna de agua, estuvo ausente. Considerando todos
los años, los máximos de abundancia relativa se observaron a finales de primavera o comienzos de verano (a excepción de un registro inusual en junio de
1997). En concordancia con lo ya señalado para el
área norte y centro, se observa aún una correlación
entre las variaciones temporales de la toxicidad y la
abundancia relativa, aunque ésta es mucho más débil.
CONCLUSIONES
En Chile se han detectado veneno paralizante
(VPM), veneno diarreico (VDM) y veneno amnésico
(VAM) de los mariscos, cuyas presencias se restringen fundamentalmente al sur del país (41-55º S), si
bien el VAM ha sido detectado recientemente entre
los 27º y 30ºS. Las floraciones asociadas a VPM,
son las que han ocasionado los mayores impactos,
sobretodo en la primera mitad de la década de los 90.
Las floraciones de A. catenella y la consecuente presencia de veneno paralizante de los mariscos
han incrementado en frecuencia, intensidad y cobertura geográfica desde la primera ocurrencia en 1972,
constituyéndose actualmente en un problema permanente desde 1991, que abarca una extensa área geográfica que comprende las dos regiones más australes del país, Aysén y Magallanes (43-55º LS).
El año que mostró los niveles más altos de toxina
en organismos vectores fue 1994, pero también A.
catenella mostró las densidades más altas de la década y un fitoplancton con una mayor proporción de
dinoflagelados, con respecto al grupo dominante, las
diatomeas. Las densidades más altas de A. catenella
se registraron en 1972, con 6·105 cel·l-1.
Las floraciones de A. catenella y la distribución
del VPM han sido diferentes en densidad, cobertura
geográfica, duración y niveles de toxicidad. En
Magallanes los registros más altos de toxina en
vectores y la mayor cobertura geográfica fueron en
1994, año en que el VPM fue detectado en Aysén.
La proporción de muestras tóxicas con VPM en
vectores de Magallanes, muestra una tendencia a la
disminución.
La dinámica espacial y temporal de la distribución y abundancia de A. catenella y las concentraciones de VPM en vectores difiere tanto entre regiones, como entre sectores dentro de una misma región. Por ello, no es posible extrapolar resultados entre
áreas sobre períodos en los que incrementa la abundancia de A catenella y consecuentemente la toxicidad en los mariscos. Pero a pesar de las variaciones
interanuales, existen configuraciones temporales que
permiten caracterizar tendencias durante determinados períodos del año.
Existen sectores con mayores probabilidades de
ocurrencia de la fase vegetativa de A. catenella y
de mariscos tóxicos. Al sur de los 48º06’S se han
identificado cuatro “núcleos de toxicidad”: Aysén
meridional, Ultima Esperanza, Estrecho de
Magallanes–Seno Otway y Canal Beagle. Estos presentan distinta extensión y según las características
particulares de cada año, pueden aumentar o disminuir su cobertura, llegando incluso a segregarse.
En Magallanes, los períodos con mayores probabilidades de incrementar la abundancia de A.
catenella y por consiguiente la concentración de
VPM en los mariscos fueron primavera, verano y el
primer mes de otoño para el área norte; desde mediados del invierno (agosto) hasta mediados de otoño
para el área centro; y desde mediados de primavera
hasta el primer mes de otoño para el área sur. Por
tanto, los períodos de verano y otoño de las tres áreas
de Magallanes presentan un patrón temporal más amplio que el de Aysén, el cual se inicia en verano medio y se extiende hasta fines de otoño (cinco meses).
De forma resumida se puede decir que en el área
norte de Magallanes existen ocho meses de riesgo
de aparición de VPM, en el área centro, diez meses,
y en el área sur, siete.
Aunque se han identificado quistes de A.
catenella en sectores localizados del extenso litoral
de Aysén y Magallanes, el número de sitios y la densidad en que se han encontrado no es suficiente para
explicar la actual distribución de la forma vegetativa
de esta especie y del veneno paralizante en vectores.
La duración y cobertura geográfica de las
floraciones de A. catenella y la presencia de VPM
no puede ser explicada por factores locales, cuya
presencia está vinculada con la finalización de un
episodio «La Niña» y el inicio de un «El Niño» intenso. La temperatura relativamente alta del agua es un
factor asociado a las floraciones de A. catenella.
Expresamos nuestro agradecimiento al Consejo Directivo
del Fondo de Investigación Pesquera, por autorizar el uso de los
resultados de los estudios siguientes: «Monitoreo de la Marea
Roja en las Aguas Interiores de la X y XI Regiones» (FIP 93-16);
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
«Seguimiento de la Toxicidad en Recursos Pesqueros de Importancia Comercial en la X y XI Regiones» (FIP-IT/97-49);
«Monitoreo Mensual de la Marea Roja en la XI y XII Regiones»
(FIP 95-23B); «Monitoreo de la Marea Roja en Aguas Interiores
de la XII Región» (FIP 95-23A); «Seguimiento de la Toxicidad en
Recursos Pesqueros de Importancia Comercial en la XII Región»
(FIP 97-48); y al Gobierno Regional de Magallanes y Antártica
Chilena, por autorizar el uso de la información del estudio «Difusión Programa Marea Roja en la Región de Magallanes y Antártica
Chilena» en sus distintas etapas (BIP 20092815-0).
BIBLIOGRAFÍA
Anónimo, 1995. COI-Segundo Taller Regional de Planificación Científica sobre Floraciones de Algas Nocivas
en Sudamérica. Informes de Reuniones de Trabajo 123,
Anexo IV: 19-20.
Anónimo, 1996. Design and Implementation of Some
Harmful Algal Monitoring Systems. IOC Technical Series Nº 44, IOC of UNESCO, 102 pp.
Balech, E., 1995. The genus Alexandrium Halim
(Dinoflagellata). Sherkin Island Marine Station, Special
Publication. Cork, Ireland, 151 pp.
Benavides, H., L. Prado, S. Díaz & J.I. Carreto, 1995. An
exceptional bloom ofAlexandrium catenella in the Beagle
Channel, Argentina. In Lassus, P., G. Arzul, E. ErardLeDenn, P. Gentien & C. Marcaillou-LeBaut (eds.),
Harmful Marine Algal Blooms. Lavoisier, París: 113-119.
Braun, M., 1992. Programa básico de monitoreo de marea
roja en la XII Región. Instituto de Fomento Pesquero Informe Final, 82 pp. + anexos.
Braun, M., J.L. Blanco & J. Osses, 1993. Investigación
monitoreo de marea roja en la XII Región. Instituto de
Fomento Pesquero, Informe a la Subsecretaría de Pesca, 181 pp.
Campodonico, I. & L. Guzmán, 1974. Marea roja producida
por Amphidoma sp. en el Estrecho de Magallanes. An.
Inst. Pat. 5 (1-2): 209-213.
Clément, A & L. Guzmán, 1989. Red tides in Chilean fjords.
In Okaichi, T., D.M. Anderson & T. Nemoto (eds.), Red
Tides: Biology, Environmental Science and Toxicology.
Elsevier, New York: 119-122.
Fernández, R. & A. Tocornal, 2000. Marea roja, desafío
para la salud pública. In II Seminario-Taller de
floraciones de algas nocivas: enfoque interdisciplinario
e intersectorial en la búsqueda del desarrollo humano.
Punta Arenas, Chile, 9-10 noviembre. Disco Compacto
de Resumenes y Presentaciones.
Guzmán, L, 1976. Estudios sobre un florecimiento tóxico
causado por Gonyaulax catenella en Magallanes. V.
El probable cisto ecdísico de G. catenella. An. Inst.
Pat. 7: 201-206.
Guzmán, L & G. Lembeye, 1975. Una discoloración causada por Gonyaulax catenella en Magallanes. II. Algunas condiciones hidrográficas asociadas. An. Inst. Pat.
255
6: 185-195.
Guzmán, L. & I. Campodonico, 1975. Marea roja en la Región de Magallanes. An. Inst. Pat., Ser. Monogr. 9, 44pp.
Guzmán, L & I. Campodónico, 1978. Mareas rojas en Chile.
Interciencia 3: 144-151.
Guzmán, L., I. Campodonico & M. Antunovic, 1975b. Estudios sobre un florecimiento causado porGonyaulax
catenella en Magallanes. IV. Distribución y niveles de
toxicidad del Veneno Paralítico de los Mariscos (Noviembre de 1972-Noviembre de 1973). An. Inst. Pat. 6: 209223.
Guzmán, L., I. Campodonico & J. Hermosilla, 1975a. Estudios sobre un florecimiento tóxico causado por
Gonyaulax catenella en Magallanes. I. Distribución
espacial y temporal de G. catenella. An. Inst. Pat. 6:
173-183.
Guzmán, L., G. Pizarro, M. Banciella, R. Igor, C. Alarcón, H.
Pacheco, O. Oyarzo, M. Fauré & N. Butorovic, 2001. In:
L. Guzmán & E. Almonacid (eds.), Difusión Programa
marea roja en la Región de Magallanes y Antártica
Chilena, IV Etapa. Informe Final Subprograma de
Monitoreo. Tomo I, 129 pág. + figuras + anexos.
Guzmán, L., G. Pizarro, R. Igor, A. Atalah, O. Oyarzo, E.
Barticevic, C. Alarcón, J. Foppiano, N. Butorovic, E.
Almonacid & M. Ruiz, 2000b. Difusión Programa marea roja en la XII Región de Magallanes y Antártica
Chilena, Tercera Etapa. Tomos I-IV, 274 pp. + figuras +
fotografías + anexos.
Guzmán, L., G. Pizarro, J.C. Uribe., O. Oyarzo, R. Victoriano,
E. Barticevic, C. Alarcón, S. Cuevas, A. Atalah, V.
Chacón & M. Santana, 1999a. Difusión Programa marea roja en la XII Región de Magallanes y Antártica
Chilena, Segunda Etapa. Tomos I-IV. 176 pp. + figuras+
anexos.
Guzmán, L., J.C. Uribe, G. Pizarro, B. Suárez, A. López, C.
Alarcón & R. Igor, 2000a. Seguimiento de la toxicidad
en recursos pesqueros de importancia comercial en la
XII Región. Informe final FIP Nº 97-48, 133 pp + figuras.
Lembeye, G., 1981a. Segunda aparición del veneno paralítico de los mariscos (VPM) asociado a Gonyaulax
catenella , en Magallanes (Chile), 1981. An. Inst. Pat.
12: 273-276.
Lembeye, G., 1981b. Estructura del fitoplancton asociado
a la presencia del veneno paralítico de los mariscos en
Seno Unión y áreas adyacentes (Magallanes, Chile),
1981. An. Inst. Pat. 12: 277-288.
Lembeye, G., A. Clément, N. Marcos, C. Molinet, X. Rojas
& A. Sfeir, 1997. Monitoreo de la marea roja en las
aguas interiores de la X y XI Regiones. Universidad
Austral. Fondo de Investigación Pesquera. Informe
Final, 126 pp.
Lembeye, G., L. Guzmán & I. Campodónico, 1975. Estudios
sobre un florecimiento tóxico causado porGonyaulax
catenella en Magallanes III. Fitoplancton asociado.
An. Inst. Pat. 6: 197-208.
Lembeye, G., N. Marcos, A. Sfeir, C. Molinet, F. Jara, A.
CAPÍTULO 11: ALEXANDRIUM CATENELLA Y EL VPM EN CHILE
256
Clement & X. Rojas, 1998. Seguimiento de la toxicidad
en recursos pesqueros de importancia comercial en la
X y XI región. Universidad Austral. Fondo de Investigación Pesquera. Informe Final, 86 pp. + figuras +
anexos.
Lembeye, G. & A. Sfeir, 1997. Distribución de quistes de
Alexandrium catenella y otros dinoflagelados en sedimentos de canales y fiordos someros entre los 47º y
52ºS. In Resultados Crucero CIMAR-FIORDO 2. Comité Oceanográfico Nacional, Chile: 64-69.
Lembeye, G. & A. Sfeir, 1999a. Distribución del quiste de
Alexandrium catenella y otros dinoflagelados en sedimentos recolectados entre el Estrecho de Magallanes
y el Cabo de Hornos. In Resultados Crucero CIMARFIORDO 3. Comité Oceanográfico Nacional, Chile: 7377.
Lembeye, G. & A. Sfeir, 1999b. Distribución del quiste
Alexandrium catenella y otros dinoflagelados en sedimentos de la XI región (Proyecto continuación). In
Resultados Crucero CIMAR-FIORDO 4. Comité
Oceanográfico Nacional, Chile: 57-59.
Muñoz, P., S. Avaria, H. Sievers & R. Prado, 1992. Presencia de dinoflagelados tóxicos del género Dinophysis en el
Seno Aysén, Chile. Rev. Biol. Mar., Valparaíso, 27 (2):
187-212.
Peric, J., 1985. Extinción indígena en la Patagonia. Hersaprint,
Punta Arenas, 193 pp. + ilustraciones.
Pizarro, G., M. Fauré, C. Salgado, L. Guzmán, H. Pacheco,
C. Alarcón, M. Banciella & R. Igor, 2000. Análisis de
VAM en vectores de la región de Magallanes. In II
Seminario-Taller de floraciones de algas nocivas: enfoque interdisciplinario e intersectorial en la búsqueda
del desarrollo humano. Punta Arenas, Chile, 9-10 noviembre. Resúmenes y Presentaciones (en CD).
Pizarro, G., L. Guzmán, M. Frangópulos & C. Alarcón, 1997.
Environmental conditions associated with
phytoplankton blooms in a remote area of PSP detection
(Bahia Pecket, Strait of Magellan, Chile). In VIII
International Conference on Harmful Algae, Vigo,
Abstracts: 163.
Sfeir, A., 1999. Creación de base de datos e identificación
de zonas con riesgo de ocurrencia de marea roja en la
XI región. In resúmenes del seminario internacional
sobre marea roja. Riesgos para la salud humana y el
desarrollo de los países. Puerto Varas, Chile.
Suárez-Isla, B. & L. Guzmán, 1999. Mareas rojas y toxinas
marinas. Serie “Orientaciones en Ciencias, Tecnología y Cultura”, Editorial Universitaria, Santiago, Chile,
77 pp.
Taylor, F.R.J., Y. Fukuyo & J. Larsen, 1995. Taxonomy of
Harmful Dinoflagellates. In Hallegraeff, G.M., D.M.
Anderson & A.D. Cembella (eds.), Manual on Harmful
Marine Microalgae. Manual and Guides Nº 33.
UNESCO: 283-317.
Uribe, J.C., 1988. Antecedentes sobre el tercer brote tóxico
de veneno paralizante de mariscos en la región de
Magallanes. An. Inst. Pat., Ser. Cs. Nat. 18: 97-101.
Uribe, J.C., L. Guzmán & S. Jara, 1995. Monitoreo Mensual
de la Marea Roja en la XI y XII regiones. Fondo de
Investigación Pesquera, 282 pp. + 3 láminas.
Uribe, J.C., L. Guzmán, G. Pizarro, C. Alarcón & J.L. Iriarte,
1997. Monitoreo de la Marea Roja en las aguas interiores de la XII región. Fondo de Investigación Pesquera,
204 pp.
Uribe, J.C., L. Guzmán, H. Pacheco, R. Igor, G. Pizarro,
E.Barticevic, M. Frangópulos, C. Alarcón, T. Hromic,
C. Labbe, A. Atalah & P. Chang, 1998. Difusión Programa marea roja en la Región de Magallanes y Antártica
Chilena. Primera Etapa. Informe Final. Tomos I -III. Fondo Nacional de Desarrollo Regional, 604 pp.
Vila, M., E. Garcés, M. Masó & J. Camp, 2001. Is the
distribution of the toxic dinoflagellate Alexandrium
catenella expanding along the NW Mediterranean
coast?. Mar. Ecol. Progr. Ser. 222: 73-83
Wolter, K., 1987. The Southern Oscillation in surface
circulation and climate over the tropical Atlantic,
Eastern Pacific, and Indian Oceans as captured by cluster analysis. J. Clim. Appl. Meteorol. 26: 540-558.
Wolter, K. & M.S. Timlin, 1993. Monitoring ENSO in COADS
with a seasonally adjusted principal component index.
In: Proceedings of the 17th Climate Diagnostics
Workshop, Norman, OK, NOAA/NMC/CAC, NSSL,
Oklahoma Clim Survey, CIMMS and the School of
Meteor., Univ. Oklahoma: 52-57.
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
257
CAPÍTULO 12: IMPACTO ECONÓMICO DE LAS FLORACIONES DE
MICROALGAS NOCIVAS EN CHILE Y DATOS RECIENTES SOBRE LA
OCURRENCIA DE VENENO AMNÉSICO DE LOS MARISCOS
BENJAMÍN A. SUÁREZ ISLA 1, AMÉRICO LÓPEZ 1 , CRISTIÁN HERNÁNDEZ 2 ,
ALEJANDRO CLÉMENT3 & LEONARDO GUZMÁN4
1 Laboratorio de Toxinas Marinas, Programa de Fisiología y Biofísica, ICBM, Facultad de Medicina,
Universidad de Chile, Casilla 70005. Santiago, Chile.
2 Invertec IGT, Román Díaz 1271, Santiago, Chile.
3 Plancton Andino Ltda. Casilla 823, Puerto Montt, Chile.
4 Instituto de Fomento Pesquero, Casilla 101, Punta Arenas, Chile
INTRODUCCIÓN ......................................................................................................... 259
PROGRAMAS DE MONITOREO DE TOXINAS MARINAS EN CHILE ...................... 259
Productos de consumo interno ............................................................................................ 259
Productos de exportación .................................................................................................. 260
Programas especiales en las regiones de Aysén y Magallanes ................................................... 260
IMPACTO ECONÓMICO DE LAS FLORACIONES ALGALES NOCIVAS EN CHILE.. 261
BROTES RECIENTES DE VENENO AMNÉSICO DE LOS MARISCOS (VAM) ........... 264
PROTOCOLO SEGUIDO EN LOS ANÁLISIS DE VAM ................................................ 264
RESULTADOS .............................................................................................................. 266
CONCLUSIONES ......................................................................................................... 267
BIBLIOGRAFÍA ........................................................................................................... 267
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
259
IMPACTO ECONÓMICO DE LAS FLORACIONES DE MICROALGAS
NOCIVAS EN CHILE Y DATOS RECIENTES SOBRE LA OCURRENCIA
DE VENENO AMNÉSICO DE LOS MARISCOS
BENJAMÍN A. SUÁREZ ISLA 1, AMÉRICO LÓPEZ 1 , CRISTIÁN HERNÁNDEZ 2 ,
ALEJANDRO CLÉMENT3 & LEONARDO GUZMÁN4
1 Laboratorio de Toxinas Marinas, Programa de Fisiología y Biofísica, ICBM, Facultad de Medicina,
Universidad de Chile, Casilla 70005. Santiago, Chile
2 Invertec IGT, Román Díaz 1271, Santiago, Chile
3 Plancton Andino Ltda. Casilla 823, Puerto Montt, Chile
4 Instituto de Fomento Pesquero, Casilla 101, Punta Arenas, Chile
INTRODUCCIÓN
En las últimas décadas se han detectado niveles
tóxicos de veneno paralizante (VPM) y veneno
diarreico de los mariscos (VDM) en regiones del sur
de Chile (41- 55º LS) (Fig. 1) y se han determinado
las principales especies tóxicas de dinoflagelados
involucradas (Uribe et al., 1999; Suárez-Isla &
Guzmán, 1999; Vélez et al., 2001). La primera intoxicación paralizante fue detectada en Bahía Bell,
región de Magallanes en 1972 (52° LS) y la primera
intoxicación diarreica fue registrada en el estuario de
Reloncaví, región de Los Lagos (41° LS), en marzo
de 1970. A la fecha de este trabajo, las floraciones
algales asociadas a VPM y VDM son las que han
causado los mayores impactos económicos y en salud humana. Desde 1997 se suma a las observaciones anteriores la detección de ácido domoico, causante de la intoxicación amnésica de los mariscos
(VAM), en zonas al norte y al sur del país. Esta toxina no ha causado intoxicaciones humanas, pero constituye una amenaza potencial a la salud pública y a
las economías locales.
Las floraciones de Alexandrium catenella y los
brotes de veneno paralizante de los mariscos (VPM)
han ocurrido en Magallanes (50-55° LS) en 1972,
1981 y 1989. Desde 1991 se han producido una serie
de floraciones anuales que persisten hasta la actualidad (ver Guzmán et al., este volumen). Un fenómeno semejante se ha producido desde 1994 en Aysén
(44-55° LS), región contigua al norte de Magallanes,
en la que además se detecta VDM. Entre 1972 y
2000 se han registrado 387 intoxicaciones por VPM
en seres humanos, incluyendo 26 casos fatales. Ade-
más de la presencia de dinoflagelados tóxicos de los
géneros Alexandrium y Dinophysis (Guzmán et al.,
este volumen), las floraciones de diatomeas pennadas
potencialmente tóxicas del género Pseudo-nitzschia
son frecuentes y se distribuyen ampliamente en las
costas de Chile (18-54º LS). Algunas especies de
estas diatomeas pueden sintetizar ácido domoico
(AD) (Bird et al., 1988; Bates et al., 1989; Seguel,
1991), un ácido tricarboxilico análogo al ácido kaínico,
que se une a receptores glutamatérgicos en neuronas
del sistema nervioso central. El ácido domoico puede
producir la Intoxicación Amnésica de los Mariscos
(Perl et al., 1990; Teitelbaum et al., 1990). En este
capítulo se analizan los impactos de las floraciones
algales nocivas en Chile en años recientes, en especial los causados por brotes de Veneno Amnésico de
los Mariscos, se describen los programa de monitoreo
y prevención y se analizan los impactos económicos
de las floraciones algales nocivas en Chile.
PROGRAMAS DE MONITOREO DE TOXINAS MARINAS EN CHILE
Productos de consumo interno
El Ministerio de Salud es la autoridad nacional
que controla el consumo interno de alimentos a través de los Servicios de Salud Regionales. Estos servicios regionales están distribuidos según la división
administrativa del país en trece unidades de gestión
autónoma y poseen la autoridad necesaria para decretar vedas y su cese en las zonas afectadas, para
determinar las especies incluídas en las prohibiciones de extracción y comercialización y pueden deco-
CAPÍTULO 12: I MPACTO ECONÓMICO FLORACIONES DE MICROALGAS NOCIVAS EN CHILE Y DATOS DE VENENO AMNÉSICO
DE LOS MARISCOS
260
VAM
Arica - 18º30’
Ministerio de Salud, la que además coordina el programa de acreditación de estas técnicas en otros laboratorios universitarios o privados.
VDM
Productos de exportación
VPM
Bahía Inglesa - 27º
La Serena - 29º30’
Santiago
Chiloe - 41º40’
Puerto Aysen - 46º30’
Punta Arenas - 53º
Cabo de Hornos - 55º
Fig. 1. Distribución de VPM, VDM y VAM en las regiones del
sur de Chile durante el período 1997-2000.
misar partidas de mariscos que sean transportadas
contraviniendo las normas. El manejo de contingencias está regido por un «Plan Nacional de Manejo de
Mareas Rojas» que incluye normas administrativas
como la exigencia de emisión de certificados de origen de la materia prima, pases de tránsito y control
de transporte de mercancías en aduanas sanitarias.
Los Servicios de Salud del sur del país (Los Lagos,
Aysén y Magallanes) utilizan rutinariamente
bioensayos para VPM y VDM para controlar partidas de mariscos destinadas al consumo interno. La
intercalibración de los bioensayos es realizada por el
Instituto de Salud Pública, entidad dependiente del
El Servicio Nacional de Pesca (SERNAPESCA) es
la autoridad nacional dependiente del Ministerio de
Economía para el control de la exportación de productos del mar. Es la entidad regulatoria que representa al país para la puesta en práctica de los convenios bilaterales internacionales. Uno de los principales convenios suscritos es el acordado con la Comunidad Económica Europea bajo el cual Chile se ha
comprometido a cumplir con las Directivas CEE 91/
492 y 493, estableciendo un Programa de Sanitización
de Moluscos Bivalvos (PSMB). Este programa considera además del análisis regular de muestras de
mariscos para VPM, VDM y VAM, el análisis de
coliformes fecales y metales pesados y la
implementación de normas ISO en plantas
procesadoras. Otro convenio importante proviene de
un «Memorandum of Understanding» con el gobierno de los Estados Unidos. En este caso las empresas
deben demostrar el cumplimiento de las normas contenidas en el «National Shellfish Sanitation Program»
(NSSP). Para el análisis de fitoplancton y de toxinas
marinas en partidas de exportación, el Servicio Nacional de Pesca se apoya en un grupo de laboratorios
universitarios y privados como el Laboratorio de Toxinas Marinas de la Universidad de Chile, el Laboratorio del Instituto de Fomento Pesquero de Punta Arenas y la empresa «Plancton Andino» entre otros.
Programas especiales en las regiones de
Aysén y Magallanes
En las dos regiones más australes del país (véase Fig. 1) el impacto ocasionado por la presencia
continua de floraciones nocivas asociadas a los venenos paralizante y/o diarreico, desde los inicios de
la década de los noventa, determinaron el desarrollo
de programas especiales que son gestionados y dirigidos localmente. El Programa de «Vigilancia
Epidemiológica de Aysén», está a cargo del Servicio
de Salud de esa región y cuenta con apoyo financiero del Ministerio de Salud (Fernández & Tocornal,
2000). Su propósito es disminuir el riesgo de intoxicación por toxinas marinas a través del monitoreo de
organismos filtradores, certificación de mariscos para
consumo, acciones de fiscalización y educación sanitaria e información permanente a la comunidad.
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
261
Para su desarrollo se han establecido 77 estaciones
fijas de muestreo, distribuidas en cinco subzonas,
desde las cuales se extraen mariscos para medición
de toxicidad con bioensayos para VPM y VDM.
pesar de las extensas vedas cautelares en el extremo sur del país y disminuir significativamente los casos de intoxicaciones humanas (Suárez-Isla &
Guzmán, 1999).
En la región de Magallanes se estructuró el Programa de «Marea Roja de la Región de Magallanes
y Antártida Chilena», que incluye acciones de
monitoreo, difusión, capacitación y educación. Se ejecuta bajo la responsabilidad del Instituto de Fomento
Pesquero y se realiza con el apoyo del Servicio de
Salud de Magallanes. Los recursos financieros provienen del Gobierno Regional.
La observación de aumentos de la incidencia de
las FAN de diatomeas potencialmente tóxicas del
género Pseudo-nitzschia, la detección de ácido
domoico en 1997 y la detección de niveles sub-tóxicos de saxitoxinas en zonas costeras del norte del
país no afectadas, indican que el riesgo de extensión
de las FAN está siempre presente y podría afectar la
actual producción de moluscos potencialmente
transvectores de toxinas. Es por lo tanto relevante
dimensionar el impacto económico que tendría la presencia de las FAN a lo largo de las costas de Chile
en zonas no afectadas.
El objetivo general de este programa es desarrollar acciones integradas de prevención encaminadas
a disminuir los riesgos sobre la salud pública y minimizar los trastornos sobre el sector pesquero, desarrollando, además, cambios en la conducta de grupos
particulares y de la comunidad en general.
Para el monitoreo se ha establecido una red de
48 sitios fijos de muestreo, repartidos en tres áreas,
desde los cuales se recolectan mariscos, muestras
cualitativas y cuantitativas de fitoplancton e información meteorológica y oceanográfica. El programa
genera la información necesaria para adoptar decisiones eficaces de protección de la salud pública y
para disminuir los impactos sobre el entorno social y
económico. También promueve la conformación de
un grupo de profesionales y técnicos con experiencia
multidisciplinaria en el tema y con asiento en la región.
IMPACTO ECONÓMICO DE LAS
FLORACIONES ALGALES NOCIVAS EN
CHILE
Las Floraciones Algales Nocivas (FAN) han tenido un alto impacto económico y social en las zonas
afectadas a nivel mundial. Chile no ha sido una excepción y es así como desde ya hace unos años existen amplias zonas del extremo sur del país (44-55°
LS) cerradas a la extracción de mariscos que potencialmente acumulan toxinas marinas. La presencia
de toxinas marinas ha ocasionado además el cierre
temporal de áreas de extracción y cultivo de especies afectables por las FAN, ubicadas en otras zonas
al norte y al sur del país. Sin embargo, el establecimiento de programas de vigilancia nacionales para
controlar el consumo interno y los productos de exportación han permitido mantener la producción a
El dimensionamiento de estos impactos pasa por
definir qué mercados específicos se verían afectados y en qué cuantía. La teoría microeconómica permite identificar el efecto que sobre el equilibrio de un
mercado específico puede tener algún tipo de variación en los factores productivos o en la producción
misma de un determinado bien o servicio.
La presencia de las FAN significa no comercializar o dejar de explotar áreas con potencial productor, lo que en términos económicos implica una disminución de la oferta de mariscos.
Las exportaciones de los últimos 6 años de mariscos potencialmente transvectores han alcanzado
un promedio de US$ 83 millones anuales (sin considerar el consumo interno de otros US$ 30 millones
anuales), un ingreso importante que podría verse
amenazado por la eventual extensión de las FAN (ver
Tabla 1). El riesgo de la aparición de FAN en Chile
se multiplica, si se considera que la actividad
extractora o cultivadora de los mariscos que pueden
ser afectados por las FAN, está altamente concentrada en algunas regiones. Es así como hay amplios
cultivos de especies en las regiones III (Bahía Inglesa) y IV (La Serena), y cultivos cercanos a bancos
naturales concentrados en la región X (Chiloé, ver
Fig. 1).
Existen alrededor de 110 empresas autorizadas
para procesar mariscos y cerca de 300 empresas que
se dedican a su comercialización, pero el 70% de las
exportaciones chilenas está controlada por 18 empresas. En 1999 se exportaron mariscos a 58 países,
CAPÍTULO 12: I MPACTO ECONÓMICO FLORACIONES DE MICROALGAS NOCIVAS EN CHILE Y DATOS DE VENENO AMNÉSICO
DE LOS MARISCOS
262
Tabla 1. Volumen de exportaciones nacionales por tipo de recursos susceptibles de contener biotoxinas. Valores en miles de dólares.
s/e = sin especificar (Fuente: Estadísticas de Exportaciones Pesqueras de Chile. Boletines Informativos. Instituto de Fomento
Pesquero, 1995-2000).
RECURSO
Concholepas concholepas (loco)
Argopecten purpuratus (ostión del norte)
Ensis macha (navaja de mar o huepo)
Venus antiqua (almeja)
Gari solida (culengue-almeja)
Fisurella spp (lapa)
Mesodesma donacium (macha)
Tagelus dombeii (navajuela)
Mytilus chilensis (chorito)
Chlamys vitrea (ostión del sur)
Thais chocolata (caracol locate)
Semele solida (tumbao)
Trophon geversianus (caracol trophon)
Rapana giganteus (caracol trumulco)
Aulacomya ater (cholga)
Adelomelon ancilla (caracol piquilhue)
Argobuccinum argus (caracol palo palo)
Mulinia spp (taquilla)
Ostrea chilensis (ostra chilena)
Odontocymbiola magellanica (caracol picuyo)
Megabalanus psittacus (picoroco)
Choromytilus chorus (choro)
Pyura chilensis (piure)
Tegula atra (caracol negro)
Xantochorus cassidiformis (caracol rubio)
Crassostrea gigas (ostra del pacífico)
Haliotis rufescens (abalón rojo)
caracol s/e
moluscos s/e
TOTAL ANUAL
1995
1996
24098 15417
10497 8421
10128 10717
8179 9746
10005 9590
4726 5219
3803 3547
3110 4342
1652 1640
1532 1751
1065 1016
121
559
212
225
243
262
232
164
32
30
3
0
0
0
0
243
51
35
106
18
7
8
79668
73084
de los cuales sólo 6 concentraban el 80% de las ventas.
Es importante destacar que las principales empresas procesadoras dependen en parte significativa
del suministro de materia prima por parte de un alto
número de proveedores. Estos intermediarios contratan buzos y operadores, organizan las faenas de
pesca y trasladan la materia prima a los puntos de
desembarque. Las consecuencias potenciales de la
aparición de una FAN, considerando los datos anteriores, son las siguientes:
- Efectos inmediatos: Disminución de la oferta de
mariscos, con la consiguiente pérdida de ventas,
debido a restricciones a la cosecha o extracción.
1997
1998
1999
21724
12007
10295
7764
9517
6473
4873
4831
2072
3231
1670
138
626
71
193
395
119
89
45
14245
21382
9302
9048
4440
6125
4969
4454
3599
3675
1155
736
137
324
201
56
2
2
8
2
86137
83965
73
34
14932
24545
10388
8626
7615
7742
1350
4332
5362
1206
677
63
211
0
161
76
9
75
38
4
0
1
92
10
6
697
3230
767
92252
2000
9151
19326
8461
7828
6123
8625
621
4303
8311
331
392
1914
509
225
133
85
97
45
21
42
26
0
1
1
1
1988
1208
3912
1000
84862
TOTAL
99567
96178
59292
51192
47290
38910
19164
25373
22635
11726
5974
3532
1920
1125
1084
612
500
362
177
148
48
18
13
93
11
1994
1905
7142
1767
499968
Este efecto es inmediatamente posterior a la detección de una FAN, y resulta de las resoluciones
que restringen la cosecha, procesamiento y
comercialización decretadas por los Servicios de
Salud Regionales y por SERNAPESCA.
- Efectos a medio plazo: Como consecuencia de lo
anterior, y dependiendo de lo prolongado de la restricción impuesta y de la ubicación del área, se
puede producir a medio plazo una disminución de
la demanda de mano de obra.
- A más largo plazo, y si la situación se convierte
en crónica, se puede producir un desincentivo a
las inversiones en el sector productor de mariscos y, en el peor de los casos, cambios en los hábitos de los consumidores, lo que significa una disminución de la demanda a largo plazo.
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
263
ácido domoico
(6.32 min)
triptofano
(7.30 min)
estándares
ácido
domoico
(6.32 min)
MUS-1B
ácido domoico
(6.44 min)
triptofano
(6.92 min)
muestra de mejillón
Fig. 2. Cromatograma de estándar de AD y muestras de marisco chileno con AD. Identificación del AD confirmada por el Dr S. Bates,
del Department of Fisheries and Oceans (Canadá) mediante HPLC-DAD, por el Dr M. Quilliam , del National Research Council
(Canadá) mediante HPLC-MS y por el Dr G. Doucette, del Ocean Services, Charleston, SC, EEUU), mediante radioensayo.
A estos impactos predecibles se suma el riesgo
de que el sistema nacional de monitoreo no detecte
una partida de exportación que resultara ser tóxica.
Si se diese esta catastrófica situación, lo más probable es que se suspendería una parte importante de
las compras de mariscos chilenos, incluyendo a la
empresa responsable y a las que compartieran la región geográfica.
Estas consideraciones indican que la presencia
no detectada de una FAN en Chile podría comprometer la continuidad productiva de una industria que
exporta productos por valor de cerca de US$ 80 millones anuales, sin considerar el consumo interno. Este
impacto se expresaría sucesivamente como restricción de cosecha y procesamiento, como disminución
de la necesidad de mano de obra y finalmente como
disminución de inversiones en este subsector productivo y cambios en hábitos de consumo. Por ello los
impactos económicos iniciales son inseparables de
los impactos o costos sociales que se expresan a escala nacional más allá de sus efectos específicos en
los grupos sociales directamente afectados en las regiones. Estos corresponden a productores, operarios,
buzos, pescadores artesanales y sector de servicios
asociados, como las empresas turísticas. En este contexto, los costos de los programas de vigilancia y
monitoreo de variables asociadas a las FAN, son varios órdenes de magnitud menores que el valor total
de la producción en riesgo potencial. Un ejemplo pertinente de lo anteriormente analizado lo constituyen
las experiencias recientes de manejo de brotes tóxicos de VAM en algunas zonas con importantes instalaciones de acuicultura y que se revisan a continuación.
Durante el año 2000 en el Laboratorio de Toxinas Marinas de la Universidad de Chile se procesaron 3301 muestras de mariscos para análisis de VAM.
El precio por análisis de VAM mediante la técnica de
HPLC-UV es de aproximadamente US$ 40. Esto
significa un gasto anual para todos los productores
de US$ 132040. Si se considera que las ventas anuales de exportación del año 2000 superaron los US$
80 millones, los gastos por análisis de VAM equivalen sólo al 0.16% de las ventas totales de todo el
sistema. Se estima que los costos de análisis de
fitoplancton, toxinas marinas, coliformes fecales y
metales pesados no superan en la actualidad el 0.7%
de las ventas totales de exportación.
CAPÍTULO 12: I MPACTO ECONÓMICO FLORACIONES DE MICROALGAS NOCIVAS EN CHILE Y DATOS DE VENENO AMNÉSICO
DE LOS MARISCOS
264
Fig. 3. Imagen de microscopía electrónica de barrido de Pseudo-nitzschia australis. Muestras colectadas en el Sur de Chiloé, el 2 de
Noviembre de 1999. (Fotografía tomada por el Dr. Steve Ehrman, del Department of Fisheries and Oceans, Canadá)
BROTES RECIENTES DE VENENO
AMNÉSICO DE LOS MARISCOS (VAM)
Los primeros efectos registrados de Veneno
Amnésico de los Mariscos (VAM) en el mundo se
observaron a fines de 1987 en las provincias canadienses de Quebec y New Brunswick en el este de
Canadá (Bird et al ., 1988; Perl e t a l ., 1990;
Teitelbaum et al., 1990). Esta intoxicación masiva se
caracterizó por síntomas gastrointestinales y anormalidades neurológicas poco usuales que afectaron
a unas 250 personas y que se produjeron con posterioridad a la ingesta de mejillones (blue mussels o
Mytilus edulis) provenientes de sitios de cultivo de
tres estuarios de la Prince Edward Island. Fallecieron 3 pacientes de edad avanzada y con problemas
renales y cardiovasculares y algunos de los supervivientes mostraron signos de perturbación severa en
su memoria de hechos recientes. Los estudios
multidisciplinarios (Bird et al., 1988) permitieron llegar a la definición del caso clínico específico, a la
determinación del ácido domoico como toxina causante, a la identificación de la diatomea Pseudonitzschia pungens como especie causante y al diseño de las medidas de protección de la salud pública
(Perl et al., 1990; Teitelbaum et al., 1990). En las
investigaciones mencionadas se definió como caso
prototipo de intoxicación por Veneno Amnésico la
ocurrencia de:
- uno o más síntomas gastrointestinales (vómitos,
diarrea, cólicos abdominales) dentro de las 24 horas
posteriores a la ingesta de mariscos o bien,
- al menos uno de los siguientes síntomas
neurológicos a las 48 horas de la ingesta: confusión, pérdida de memoria, desorientación u otros
signos graves como convulsiones o coma.
El ácido domoico (AD) fue detectado en Chile
por primera vez en enero de 1997 en extractos de
mariscos provenientes de bancos naturales y sitios
de cultivo de importancia comercial (López et al.,
datos no publ.). La determinación de AD se realizó
mediante HPLC en fase reversa (Hatfield et al., 1994;
Wright & Quilliam, 1995) (Fig. 2). Las concentraciones de AD excedieron el nivel regulatorio de 20 µg .
g -1 de tejido en varios casos. La presencia de AD
estuvo asociada a florecimientos con alta dominancia (>90%) de Pseudo-nitzschia australis (Fig. 3).
PROTOCOLO SEGUIDO EN LOS ANÁLISIS DE VAM
1. Obtención de muestras de mariscos: Las muestras para análisis de AD fueron enviadas por las
empresas acreditadas para exportar a Europa
cumpliendo el monitoreo oficial del Programa de
Sanitización de Moluscos Bivalvos entre Chile y
la Comunidad Económica Europea.
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
265
2. Preparación de las muestras: Las muestras fueron preparadas y extraídas según el procedimiento de Wright & Quilliam (1995). Una parte del
tejido del marisco se mezcló con 4 partes de la
solución de extraccion. Se homogeneizaron 10 g
de tejido en 40 ml de metanol/H2O (1:1). La suspensión resultante se centrifugó por 10 min a
5000g. El sobrenadante (extracto crudo) se filtró
por filtro de 0.45 µm y se almacenó transitoriamente a 4ºC. Análisis de muestras de tejido congeladas a –20°C, después de 6 a 10 meses de
almacenamiento, indicaron que no se producía una
disminución significativa de la concentración de
AD, lo que es consistente con la estabilidad observada en soluciones salinas de AD
(Johannessen, 2000). Todos los extractos crudos
que mostraron picos en el cromatograma obtenido del análisis por HPLC con tiempos de retención característicos de AD, se sometieron a una
extracción en fase sólida usando minicolumnas
SAX-SPE y fueron reanalizadas (Hatfield et al.,
1994, Wright & Quilliam, 1995). Este método de
HPLC dió resultados lineales en el rango 0.25 a
20.0 µg . g -1 de ácido domoico en el tejido de marisco.
3. Cromatografía líquida: El ácido domoico fue detectado por absorción UV a 242 nm
(SpectraSYSTEM UV1000) con posterioridad a
su separación por HPLC a 40 ºC en columna C18
(Phenomenex, tamaño de partícula, 250 x 4.6 mm).
Se empleó como fase móvil 15% acetonitrilo, 85%
agua y 0.1% TFA, a una velocidad de flujo de 1.4
ml . min-1 (Thermo Separation Spectra SYSTEM
P1000). Los cromatogramas fueron integrados
automáticamente (Thermo Separation, modelo
Cromojet). El tiempo de retención para AD fue
de 5 a 7 min (ver Fig. 2). Para controlar y excluir
interferencias por triptófano, que eluye en las cercanías del AD en las condiciones descritas, se
inyectaron al comienzo de cada corrida
cromatográfica 50 µL de una mezcla de AD y
triptófano (2.5 y 5.0 µg . ml-1, respectivamente)
para así determinar las posiciones relativas de cada
pico (la Fig. 3 muestra trazas del HPLC típicas).
La confirmación de la presencia de AD se realizó
rutinariamente por co-elución de una cantidad
conocida de AD estándar añadida a las muestras
en estudio.
4. Curvas de calibración. Las curvas de calibración
se obtuvieron regularmente por dilución de AD
estándar en concentraciones de 0.2, 1.0, 2.5, 5.0,
10.0 y 25.0 µg . ml-1. Las curvas de calibración
fueron lineales en ese rango para AD puro. La
calibracion del HPLC se verificó regularmente con
extractos control de especímenes fortificados con
2.5 y 5.0 µg . ml-1 AD y con el material de referencia MUS-1A del National Research Council
de Canadá.
Tabla 2. Sinopsis de los brotes de Veneno Amnésico de los Mariscos, entre 1997 y 2000. (Almeja = Protothaca taca, choritos =
Mytilus chilensis, ostión = Argopecten purpuratus, ostras = Ostrea chilensis).
AÑO
MESES
REGIÓN (L.S.)
1997
eneromarzo
septiembre
octubre
abril
junio
julio
noviembre
X (42°) Chiloé
X (42°) Chiloé
IV (30°) La Serena
III (27°) Caldera
X (42°) Chiloé
diciembre
X (42°) Chiloé
septiembreoctubre
noviembrediciembre
III (27°) Bahía
Inglesa
X (42°) Chiloé
1998
1999
1999
1999
1999
1999
Resumen
período
2000
2000
Resumen
del año
X (42°) Chiloé
RECURSO Rango de Concentración de N° de Muestras con AD
AD (ug/g)
(microalga asociada)
almejas
0.2 a 15.7
6 (P. australis)
almejas
8.3 a 57.2
choritos
almejas
2.3 a 2.7
ostiones
3.6 a 62.4
ostiones
2.8
almejas
0.9 a 59.0
choritos
ostiones
choritos
0.3 a 16.6
. -1
1997 a 1999 N° de muestras >20 µg . g
-1
N° de muestras <20 µg g
ostiones
0.2 a 46.0
almejas
choritos
ostras
ostiones
2000
0.2 a 330
6
2
6 (P. australis)
1
6 (P. australis)
9
8 de 1137 (0.15%)
42 de 1137 (3.69%)
2 (P. australis)
74 (P. australis)
.
-1
N° de muestras >20 µg . g-1
N° de muestras <20 µg g
76 de 3301 (2.30%)
742 de 3301 (22.5%)
CAPÍTULO 12: I MPACTO ECONÓMICO FLORACIONES DE MICROALGAS NOCIVAS EN CHILE Y DATOS DE VENENO AMNÉSICO
DE LOS MARISCOS
266
60
60
Ácido domoico µg/g
50
50
40
40
30
30
Cierre de bahía por SERNAPESCA
20
20
10
10
0
1
5
10
15
20
25
30
5
Septiembre
10
15
20
Octubre
Fig. 4. Ocurrencia de brotes de veneno amnésico en Bahía Inglesa
durante septiembre-octubre de 2000.
Se estableció un límite de cuantificación de 0.25
µg · g -1 de tejido de marisco. Para establecer la variabilidad del método se midió el coeficiente de variación (CV) para cada set de réplicas (3). La variabilidad observada fue menor del 8%.
RESULTADOS
De un total de 1137 muestras de mariscos analizadas entre enero de 1997 y diciembre de 2000, se
determinó AD en niveles superiores al nivel
regulatorio de 20 µg . g -1 solamente en 8 muestras
(0.15%) y en otras 42 muestras (3.7%) se detectó
AD en concentraciones inferiores (ver Tabla 2).
350
TUTIL
PULUQUI
300
VILUPULLI
QUEHUI
RILAN
TEUPA
Ácido domoico µg/g
250
200
150
100
50
6 Nov
primera observación
d e P. australis
0
1
10
Noviembre
20
1
10
20
Debido a la alta frecuencia de aparición y amplia
distribucion de Pseudo-nitzschia spp., el Servicio
Nacional de Pesca (SERNAPESCA) modificó en
1999 el programa de monitoreo de VAM, determinando mayores frecuencias de muestreo en las áreas
previamente afectadas. En el año 2000 el monitoreo
preventivo contempló el análisis más frecuente de
fitoplancton y de toxinas en mariscos. Esto permitió
la detección temprana de dos importantes floraciones
de Pseudo-nitzschia spp. que ocurrieron durante
septiembre y octubre en Bahía Inglesa en el norte
del pais (27° LS) (Fig. 4) y en la Isla de Chiloé en
noviembre (41° 40' a 42° 20' LS), en el sur de Chile
(Fig. 5).
30
Diciembre
Fig. 5 Ocurrencia de brotes de veneno amnésico en la Isla de
Chiloé durante noviembre-diciembre de 2000.
En algunos casos las floraciones mostraron una
dominancia superior al 90% de Pseudo-nitzschia
australis y alcanzaron valores máximos de densidad
a los 7 a 10 días de su detección. Las floraciones
fueron seguidas por un rápido incremento transitorio
de las concentraciones de AD presentes en mariscos de sitios de cultivo, llegando a niveles superiores
a 300 µg . g -1.
Estas observaciones determinaron el cierre de
Bahía Inglesa por 5 semanas y vedas de 5 a 6 semanas en numerosos sitios de cultivos y áreas de bancos naturales de la Isla de Chiloé. De un total de
3301 muestras analizadas entre enero y diciembre
de 2000, 76 muestras (2.3%) contenían concentraciones de AD superiores a 20 µg . g -1 y otras 742
muestras (22%) mostraron AD por debajo del nivel
regulatorio (0.25 a menos de 20 µg . g -1) (Tabla 2). El
total de muestras con concentraciones de AD por
encima del nivel regulatorio en el año 2000 (76 de
3301) representa un aumento de 15 veces con respecto a los 3 años anteriores (8 de 1137 muestras).
Durante el año 2001 no se observaron niveles de AD
superiores al nivel de regulación.
A estas observaciones se suma la detección de
bajos niveles de AD en el sur de la region de Aysén
y en el norte de Magallanes durante el año 2000 en
concentraciones no superiores a 0,67 µg . g -1, cercanas al límite de detección (Pizarro et al., 2000). El
análisis del fitoplancton indicó presencia de bajas
densidades de P. australis y P. pseudodelicatissima
El rápido curso temporal del proceso de intoxicación y detoxificación de AD en los choritos
(mejillones) durante los brotes del año 2000, que se
puede estimar de los cuadros sinópticos de las Figuras 4 y 5, confirma lo observado previamente en dos
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
Sitio A
60
267
bieran representar un costo excesivo para los productores, toda vez que los montos involucrados constituyen menos del 0.8% de las ventas totales.
T 1/2 = 4 , 2 ± 0 . 3 d í a s
Ácido domoico µg/g
50
En este sentido es muy promisoria la disponibilidad de un método ELISA para la cuantificación de
AD desarrollado por Garthwaite et al. (1998) que
debiera validarse e intercalibrarse con la técnica
HPLC reglamentaria (Garthwaite et al., datos no
publ.). Esta técnica puede tener costos fijos menores
que la técnica HPLC-UV y podría aplicarse en lugares sin acceso a equipos analíticos.
40
30
20
10
0
Sitio B
0
T 1/2 = 6 , 0 ± 1 . 4 d í a s
5
10
Días
15
20
25
Fig. 6 Detoxificación in situ de ácido domoico en mejillones
(Mytilus chilensis) de sitios de acuicultura.
sitios de cultivos de choritos (Mytilus chilensis) a
fines de 1999 durante el seguimiento de un brote local de VAM (Fig. 6). Los datos indican que la tasa
de detoxificación en choritos es rápida, con T1/2 de 4
a 6 días. Este hecho facilitó la definición de la duración de los períodos de muestreo frecuente posteriores al brote para confirmar la desaparición de niveles
detectables de AD. Es interesante destacar que el
AD también es liberado rápidamente con tasas semejantes del músculo y gónada de ostiones chilenos
(Argopecten purpuratus) (López et al., datos no
publ.) (Fig. 4).
CONCLUSIONES
A diferencia de los casos de VPM y VDM, las
floraciones de Pseudo-nitzschia en Chile no han sido
asociadas a casos registrados de intoxicaciones humanas por VAM, pero han impactado seriamente
durante algunos períodos la producción de mariscos
y constituyen una amenaza potencial permanente a
la salud pública.
La extensión geográfica y la complejidad de los
ecosistemas marinos costeros en Chile representan
un desafio especial para los programas de monitoreo.
Para responder a estas características específicas
del país es mandatorio el poder aplicar métodos alternativos confiables pero más simples que aseguren
la inocuidad de los alimentos, la protección de la salud pública, el aumento de la producción y que permitan el control de calidad expedito en plantas
procesadoras, puntos de desembarque y acopio. La
aplicación estricta de las normas establecidas en los
Programas de Sanidad de Moluscos Bivalvos no de-
Este trabajo ha sido financiado parcialmente por los Proyectos FONDEF-CONICYT Chile N° 2-37 y FONDEF de Transferencia D97T1008 y aportes del Proyecto de Certificación N°
5129 a B.S.I.
BIBLIOGRAFÍA
Alcayaga, C., M. Seguel & B.A. Suárez-Isla, 1998. The ion
channels of membranes of the toxic dinoflagellate
Alexandrium catenella incorporated in planar lipid
bilayers. In Reguera, B., J. Blanco, M.L. Fernández & T.
Wyatt (eds.), Harmful Algae. Xunta de Galicia and IOC
of UNESCO Publishers: 598-601.
Bates, S.S., C.J. Bird, A.S.W. De Freitas, R. Foxall, M. Gilgan,
L.A. Hanic, G.R. Johnson, A.W. Mcculloch, P. Odense,
R. Pocklington, M.A. Quilliam, P.G. Sim, J.C. Smith, D.V.
Subba Rao, E.C.D. Todd, J.A. Walter & J.L.C. Wright,
1989. Pennate diatomNitzschia pungensas the primary
source of domoic acid, a toxin in shellfish from Eastern
Prince Edward Island, Canada. Can. J. Fish. Aquat. Sci.
46: 1203-1215.
Bird, C.J., R.K. Boyd, D. Brewer, C.A. Craft, A.S.W. De
Freitas, E.W. Dyer, D.J. Embree, M. Falk, M.G. Flack,
R.A. Foxall, C. Gillis, M. Greenwell, W.R. Harstaff, W.D.
Jamieson, M.V. Laycock, P. Leblanc, N.I. Lewis, A.W.
McCulloch, G.K. McCully, M. McInerney-Northcott,
A.G. McInnes, J.L. McLachlan, P. Odense, D. O’Neil,
V.P. Pathak, M.A. Quilliam, M.A. Ragan, P.F. Seto, P.G.
Sim, D. Tappen, P. Thibault, J.A. Walter, J.L.C. Wright,
A.M. Backman, A.R. Taylor, D. Dewar, M. Gilgan &
D.J.A. Richard, 1988. Identification of domoic acid as
the toxic agent responsible for the Prince Eduard Island
contaminated mussel incident. Atlantic Research
Laboratory Tech. Rep. 56.
Fernández, R. & A. Tocornal. 2000. Marea Roja, Desafío
para la Salud Pública. II Seminario-Taller de Floraciones
de Algas Nocivas: In Enfoque Interdisciplinario e
Intersectorial en la Búsqueda del Desarrollo Humano.
Punta Arenas, Chile, Noviembre 2000: 9-10.
Garthwaite I., K.M. Ross, C.O. Miles, R.P. Hansen, D.R.P.
Foster, A.L. Wilkins & N.R. Towers, 1998 Polyclonal
antibodies to domoic acid, and their use in
CAPÍTULO 12: I MPACTO ECONÓMICO FLORACIONES DE MICROALGAS NOCIVAS EN CHILE Y DATOS DE VENENO AMNÉSICO
DE LOS MARISCOS
268
immunoassays for domoic acid in sea water and
shellfish. Natural Toxins 6 (3-4): 93-104.
Hatfield, C.L., J.C. Wekell, E.J. Gauglitz Jr. & H.J. Barnett,
1994. Salt clean-up procedure for the determination of
domoic acid by HPLC. Natural Toxins 2: 206-211.
Johannessen, J.N., 2000. Stability of domoic acid in saline
dosing solutions. J. AOAC Int. 83 (2): 411-412.
Perl, T.M., L. Bédard, T. Kosatsky, J.C. Hockin, E. Todd &
R.S. Remis, 1990. An outbreak of toxic encephalopathy
caused by eating mussels contaminated with domoic
acid. New England J. Med. 322: 1775-1780.
Pizarro, G., M. Fauré, C. Salgado, L. Guzmán, H. Pacheco,
C. Alarcón, M. Banciella & R. Igor, 2000. Análisis de
VAM en vectores de la región de Magallanes. In II
Seminario-Taller de Floraciones de Algas Nocivas: Enfoque Interdisciplinario e Intersectorial en la Búsqueda del Desarrollo Humano. Punta Arenas, Chile, Noviembre 2000: 9-10.
Seguel, M.R. 1991. Interactive effects of temperature-light
and temperature-salinity on growth of five
phytoplanktonic species isolated from a shallow-water
embayment of Nova Scotia. M.Sc. Thesis, Acadia
University, Wolfville, Nova Scotia, Canada, 218 pp.
Suárez-Isla, B.A. & P. Vélez, 2000. Paralytic shellfish
poisoning (PSP). Biological detection methods. In L.
Botana (ed.), Seafood Toxicity: Mode of Action,
Pharmacology and Physiology. Marcel Dekker Inc.,
New York: 187-202.
Suárez-Isla, B.A. & F.L. Guzmán, 1999. Floraciones de Algas Nocivas. Orientaciones en Ciencias, Tecnología y
Cultura. Editorial Universitaria, Santiago, Chile, 98 pp.
Teitelbaum, J.S., R.J. Zatorre, S. Carpenter, D. Gendron,
A.C. Evans, A. Gjedde & N.R. Cashman, 1990.
Neurologic sequelae of domoic acid intoxication due
to the ingestion of contaminated mussels. New England
J. Med. 322: 1781-1787.
Uribe, P., B.A. Suárez-Isla, B.A & R.T Espejo, 1999.
Ribosomal RNA heterogeneity and identification of
toxic dinoflagellate cultures by heteroduplex mobility
assay. J. Phycol. 35 (4): 884-888.
Vélez, P., J. Sierralta, C. Alcayaga, M. Fonseca, H. Loyola,
D.C. Johns, G.F.Tomaselli, E. Marban & B.A. SuárezIsla, 2001. A functional assay for paralytic shellfish
toxins that uses recombinant sodium channels. Toxicon
39: 929-935.
Wright, J.L.C. & M.A. Quilliam, M.A. 1995. Methods for
domoic acid, the amnesic shellfish poison. In
Hallegraeff, G.M., D.M. Anderson & A.D. Cembella
(eds.), IOC Manual on Harmful Marine Microalgae.
IOC Manuals and Guides 33. UNESCO: 97-113.
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
269
CAPÍTULO 13: FLORACIONES ALGALES NOCIVAS EN URUGUAY:
ANTECEDENTES, PROYECTOS EN CURSO Y REVISIÓN DE
RESULTADOS
SILVIA MÉNDEZ & GRACIELA FERRARI
Dirección Nacional de Recursos Acuáticos, Constituyente 1497, CP11200, Montevideo, Uruguay.
INTRODUCCIÓN ......................................................................................................... 271
PROGRAMA NACIONAL DE MONITOREO DE FLORACIONES ALGALES
NOCIVAS Y TOXICIDAD EN MOLUSCOS .................................................................. 271
Muestreos de fitoplancton y análisis de laboratorio ................................................................. 272
FLORACIONES DE ALGAS NOCIVAS EN URUGUAY ................................................ 274
Alexandrium tamarense (Lebour) Balech ............................................................................ 274
Gymnodinium catenatum Graham ..................................................................................... 276
Toxinas producidas por cepas de A. tamarense y G. catenatum de Uruguay ............................. 278
Dinophysis acuminata Claparède Lachmann y D. caudata Saville Kent ................................... 280
Pseudo-nitzschia spp. ...................................................................................................... 282
Microcystis aeruginosa (Kützing) Kützing ........................................................................... 282
OTRAS ESPECIES POTENCIALMENTE NOCIVAS ..................................................... 282
Trichodesmium erythraeum Ehrenberg ............................................................................... 283
Nodularia sp. .................................................................................................................. 283
Alexandrium fraterculus (Balech) Balech ............................................................................ 283
Prorocentrum minimum (Pavillard) Schiller ......................................................................... 283
DISCOLORACIONES .................................................................................................. 283
QUISTES DE MICROALGAS EN LOS SEDIMENTOS COSTEROS ............................ 283
PRINCIPALES CONSIDERACIONES SOBRE LA PROBLEMÁTICA DE
FLORACIONES ALGALES NOCIVAS EN URUGUAY .................................................. 286
BIBLIOGRAFÍA ........................................................................................................... 286
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
271
FLORACIONES ALGALES NOCIVAS EN URUGUAY: ANTECEDENTES,
PROYECTOS EN CURSO Y REVISIÓN DE RESULTADOS
SILVIA MÉNDEZ & GRACIELA FERRARI
Dirección Nacional de Recursos Acuáticos, Constituyente 1497, (CP11200), Montevideo, Uruguay.
INTRODUCCIÓN
Si bien existen floraciones de microalgas que
causan discoloraciones en el agua, los principales problemas relacionados con ellas en Uruguay, se deben
a especies, que sin necesidad de alcanzar elevadas
concentraciones, producen potentes toxinas que se
transmiten a niveles superiores de la cadena trófica
e incluso al hombre.
En Uruguay se registró la primera floración de
microalgas tóxicas en 1980, cuando se determinó por
primera vez la causa de intoxicaciones humanas con
sintomatología de toxinas paralizantes (PSP). En esa
ocasión, 60 personas resultaron intoxicadas, y 25 de
ellas requirieron asistencia médica u hospitalización
(Davison & Medina,1982, 1986; Davison & Yentsch,
1985). No se llegó a la determinación taxonómica de
la especie causante de ese episodio aunque se citó la
presencia de Gonyaulax sp. y Gymnodinium sp.
Como consecuencia de este primer registro de PSP,
se estableció el «Programa Nacional de Monitoreo
de Floraciones Algales Nocivas y Toxicidad en
Moluscos» en Uruguay en 1980.
Desde entonces, la costa uruguaya y el Frente
Marítimo del Río de la Plata, han sido afectados en
forma reiterada por floraciones de algas nocivas, con
sus consecuentes efectos sanitarios en algunos recursos pesqueros, la salud pública, la economía de
las comunidades que viven de la pesca artesanal, las
actividades turísticas, e incluso en la gastronomía de
la zona costera (Medina et al., 1993; Méndez, 1993;
Méndez et al., 1993).
Las áreas afectadas por las floraciones de
dinoflagelados tóxicos se sitúan en la margen norte
del Río de la Plata y en la costa Atlántica uruguaya,
que mide aproximadamente 250 km, mientras que el
Río de la Plata interior y los cuerpos de agua continentales están afectados fundamentalmente por
floraciones de cianofíceas.
En este trabajo se presenta una síntesis de las
floraciones de microalgas que han producido episodios tóxicos en Uruguay, contemplando los aspectos
taxonómicos, ecológicos y toxicológicos más relevantes de las principales especies.
PROGRAMA NACIONAL DE
MONITOREO DE FLORACIONES
ALGALES NOCIVAS Y TOXICIDAD EN
MOLUSCOS
El Programa Nacional de Monitoreo de
Floraciones Algales Nocivas y Toxicidad en Moluscos
está a cargo de la Dirección Nacional de Recursos
Acuáticos (DINARA ex INAPE), del Ministerio de
Ganadería Agricultura y Pesca (MGAP) de Uruguay,
e incluye análisis simultáneos de la toxicidad de los
moluscos bivalvos costeros y del fitoplancton.
Por otra parte, la Base Aeronaval Carlos Curbelo
brinda su apoyo para el avistamiento de manchas o
discoloraciones del agua en la zona costera, y alerta
a la Dirección Nacional de Recursos Acuáticos
(DINARA) sobre la presencia de discoloraciones, a
fin de realizar las investigaciones pertinentes. El esquema de funcionamiento de este programa de
monitoreo se describe en la Fig.1. Ante la detección
de una floración de algas tóxicas cerca de bancos de
moluscos de explotación comercial, se establece una
veda preventiva mientras dura la floración. Si se detectan niveles de toxicidad por toxina paralizante
(PSP) o por toxina diarreica (DSP) en moluscos, superiores a los límites permitidos para el consumo humano, se establece una veda hasta que dos muestreos
consecutivos den resultados aptos para consumo.
Inmediatamente tras la implantación de la veda, se
comunica a las prefecturas locales de Piriápolis, Punta
del Este, La Paloma y Barra del Chuy, al Ministerio
de Salud Pública y al Centro de Información y Asesoramiento Toxicológico (CIAT), para que estén alertas ante la situación y brinden colaboración dentro de
sus competencias.
CAPÍTULO 13: F LORACIONES DE ALGASNOCIVAS EN URUGUAY: ANTECEDENTES, PROYECTOS EN CURSO Y REVISIÓN DE RESULTADOS
272
MGAP
DINARA
Bases locales de la DINARA
Monitoreo de toxicidad en moluscos
DSP resultado positivo
Monitoreo de plancton
PSP > 80 µg
STX eq · 100 g-1 de tejido
Floración tóxica
Veda de extracción de moluscos
Comunicado de prensa
Comunicado a prefecturas
Comunicado a salud pública
Advertencia a puestos de
venta de moluscos y
pescadores
Fig. 1. Esquema del funcionamiento del programa de Monitoreo de Floraciones Algales Nocivas y Toxicidad en Moluscos en Uruguay.
El monitoreo se realiza sobre la base de
muestreos periódicos de plancton y de moluscos durante todo el año, a lo largo de la costa, en las áreas
de extracción de moluscos para consumo humano.
Las estaciones de muestreo que se mantienen fijas,
son Piriápolis, Punta del Este y La Paloma (Fig. 2).
Cercano a Punta del Este se agrega en verano una
estación en el balneario José Ignacio y se monitorean
moluscos procedentes de la Isla de Lobos y de la Isla
Gorriti, durante todo el año, excepto en las épocas en
que la extracción del recurso está vedada para su
conservación. Los monitoreos de Punta del Diablo y
Barra del Chuy a partir de 1998 son esporádicos debido a que no se están extrayendo comercialmente
mejillones ni almejas de esa zona. A partir del año
2000 DINARA comenzó un programa de monitoreo
de fitoplancton y toxinas PSP, DSP y ASP en bivalvos,
en un área situada a 30-40 millas de la costa atlántica
uruguaya donde la flota comercial se dedica a la extracción de la almeja Pitar rostrata ante la ocurrencia de una floración algal nociva y/o la detección de
toxicidad en moluscos se alerta también a los países
vecinos a través de los puntos focales del «Grupo de
Trabajo Regional COI-FANSA sobre Floraciones
Algales Nocivas en Sudamérica».
Muestreos de fitoplancton y análisis de
laboratorio
Fig. 2. Estaciones de muestreo en el Programa de Monitoreo de
Floraciones Algales Nocivas y Toxicidad en Moluscos de Uruguay.
Las muestras para estudio cuantitativo del
plancton se toman en superficie, en envases plásticos y se fijan inmediatamente con lugol. Para el estudio cualitativo de la comunidad planctónica se to-
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
273
Fig. 3. Imágenes de microalgas de las costas de Uruguay: A) Alexandrium tamarense. B-C) Gymnodinium catenatum. D) Dinophysis
caudata. E) Alexandrium fraterculus. F) Dinophysis acuminata. G) Prorocentrum minimum. H) Microcystis aeruginosa. I) Pseudonitzschia pungens. J) Trichodesmium erythraeum. K) Nodularia grupo baltica spumigena.
CAPÍTULO 13: F LORACIONES DE ALGASNOCIVAS EN URUGUAY: ANTECEDENTES, PROYECTOS EN CURSO Y REVISIÓN DE RESULTADOS
274
man muestras integradas de la columna de agua
mediante arrastre vertical con red de malla de 25 µm
y se fijan con formol neutro. La frecuencia de
muestreo de plancton es semanal. Una vez llegadas
al Laboratorio de Fitoplancton de la DINARA, las
muestras se examinan al microscopio invertido, según el método de Utermöhl (1958), tras sedimentar
un volumen de 10 o 25 ml dependiendo de la concentración de células presente.
Los datos de temperatura, salinidad, dirección del
viento y turbidez del agua así como del estado y color
del mar se registran en cada estación de muestreo.
Para el monitoreo de las zonas de explotación de
Pitar rostrata las muestras destinadas a estudios
cuantitativos de fitoplancton nocivo, se toman con una
manguera integradora de 15 m de longitud y 2.5 cm
de diámetro.
La toxicidad se determina en mejillones, berberechos y almejas colectados desde la costa en las
estaciones fijas, con una frecuencia semanal en verano-otoño y quincenal en invierno-primavera. Las
muestras se transportan vivas al laboratorio de Control y Certificación de la DINARA para determinar
su toxicidad.
Para determinar la cantidad de toxina PSP presente en la muestra, se utiliza toda la pulpa del molusco y se realiza el bioensayo de ratón descrito en
los Métodos Oficiales de Análisis por la Asociación
de Químicos Analíticos (AOAC, Association of
Analytical Chemists, 1984).
El programa de monitoreo de toxicidad en Uruguay está dedicado fundamentalmente al control de
PSP. Se controla DSP desde febrero de 1992 para lo
cual se extrae del animal sólo la glándula digestiva y
se realiza el bioensayo de ratón según el método de
Yasumoto modificado (Yasumoto et al., 1984). Se
consideran muestras tóxicas aquéllas que producen
la muerte del ratón en menos de 24 horas. Se analiza
DSP en moluscos de consumo interno durante las
proliferaciones de Dinophysis spp. y rutinariamente
en todos los moluscos destinados a exportación.
Desde el año 2000 se inició el monitoreo por
métodos analíticos de toxina amnésica (ASP) en
moluscos.
El bioensayo para determinación de
microcystinas se realizó en concentrados de plancton
durante episodios de floraciones de cianobacterias,
en colaboración con otras instituciones nacionales.
Sin emargo, DINARA esstá interesado en poner a
punto las técnicas para detectar toxicidad por
microcystinas en productos pesqueros.
Hasta la fecha existían registros de aparición de
toxinas paralizantes, diarreicas y microcystinas de
origen microalgal en Uruguay (Medina et al., 1993;
Méndez et al., 2001; Ferrari et al., 2000; de León,
1999). Recientemente, en diciembre de 2001, se registró ácido domoico por primera vez en el país
(Medina et al., 2002).
FLORACIONES DE ALGAS NOCIVAS EN
URUGUAY
Gracias al programa de monitoreo, se ha hecho
un seguimiento de las especies de microalgas asociadas a eventos tóxicos o nocivos en las aguas
costeras uruguayas.
Han podido constatarse floraciones de diversas
especies, las cuales alcanzan densidades celulares
muy elevadas que en algunos casos provocan
discoloraciones del agua (ver Tabla 5). Otras especies no producen discoloraciones, y sin necesidad de
alcanzar elevadas densidades, producen toxinas que
se transmiten a otros organismos acuáticos filtradores,
los cuales actúan como vector de intoxicación hacia
el hombre.
Alexandrium tamarense (Lebour) Balech
El primer registro de floración de A. tamarense
(Fig. 3A) en la costa uruguaya fue en el año 1991 y
desde esa fecha se han reportado floraciones periódicas. Dado que la especie se observa en el plancton
casi exclusivamente a fines del invierno y principios
de primavera (agosto-septiembre) (Fig. 4), y teniendo en cuenta la hidrodinámica del área, se cree que
ésta se desarrolla fuera de la zona costera uruguaya
y el acceso a la costa depende de factores oceánicos,
y del caudal y deriva de la descarga del Río de la
Plata. El ciclo de vida incluye un estadio de quiste de
resistencia que ha sido encontrado en sedimentos de
la costa uruguaya en bajas concentraciones. Hipótesis generadas sobre la dinámica de esta especie en el
área, permiten suponer que se desarrolla en el sur,
asociada a aguas subantárticas de la plataforma bonaerense y es transportada por las corrientes hacia
aguas uruguayas (Brazeiro et al., 1997; Carreto et
al., 1998).
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
30000
275
31000
34500
25000
80325
Alexandrium tamarense
cel · l-1
20000
Piriápolis
Punta del Este
15000
La Paloma
10000
Punta del Diablo
5000
0
E A J O E A J O E A J O E A J O E A J O E A J O E A J O E A J O
1991
1992
1993
1994
1995
1996
1997
1998
Fig. 4. Abundancia máxima mensual de A. tamarense en la costa uruguaya entre 1991 y 1998 en las localidades de Piriápolis, Punta
del Este, La Paloma y Punta del Diablo.
Durante la floración de 1991 se alcanzaron niveles de PSP de 8285 µg STX eq. · 100 g -1 de pulpa de
mejillones (Medina et al., 1993; Méndez, 1993;
Brazeiro et al., 1997). En la figura 5 se muestran los
niveles de toxicidad detectados durante las floraciones
de A. tamarense en el período 1991-1998.
La figura 6 muestra la relación entre la aparición
de floraciones de A. tamarense, la descarga del Río
de la Plata y las fluctuaciones de salinidad en el período comprendido entre 1991 y 1994. Las floraciones
de A. tamarense coincidieron con disminuciones en
el caudal del Río de la Plata con el consiguiente aumento de salinidad (Méndez et al., 1996).
En invierno, la oscilación Norte/Sur (NS) de la
convergencia subtropical y las aguas costeras
subantárticas alcanzan nuestras latitudes. En esta
época, durante el descenso de descarga del río, las
aguas oceánicas invaden el estuario, permitiendo que
A. tamarense tome contacto con los bancos costeros
de moluscos bivalvos.
4000
Según estudios realizados en base a información
de los años 1988 a 1994, el frente de convergencia
oscila anualmente aproximadamente entre los 35 y
49º S (Fig. 7). La asociación de las floraciones de A.
tamarense con los factores oceanográficos sugiere
8285
3500
Alexandrium tamarense
µg STX eq · 100g-1
3000
Piriápolis
2500
Punta del Este
2000
La Paloma
1500
Punta del Diablo
1000
500
0
J
S
1991
J
S
1992
J
S
1993
J
1994
S
J
1995
S
J
1996
S
J
1997
S
J
S
1998
Fig. 5. Contenido de toxinas PSP en mejillones durante floraciones de A. tamarense en Uruguay en el período julio-octubre entre 1991
y 1998, en cuatro localidades de muestreo: Piriápolis, Punta del Este, La Paloma y Punta del Diablo.
CAPÍTULO 13: F LORACIONES DE ALGASNOCIVAS EN URUGUAY: ANTECEDENTES, PROYECTOS EN CURSO Y REVISIÓN DE RESULTADOS
30
30000
25000
25
20000
20
15000
15
10000
10
5000
5 O
1991
1993
Salinidad
Descarga del río
2.5
-30
2
-35
1.5
-40
1
-45
0.5
-50
0
1992
-25
Intensidad del frente (ºC/30 mn)
35000
Posición del frente (Latitud)
35
A. tamarense (cel · l -1)
S (psu) y Descarga (103m 3·s-1)
276
0
1988 1989 1990 1991 1992 1993 1994
1994
A. tamarense
Posición del frente
Fig. 6. Relación entre la descarga del Río de la Plata, la salinidad
y la densidad de células de A. tamarense en el área de estudio (de
Méndez et al., 1996).
Intensidad del frente
Fig. 7. Posición e intensidad del frente de convergencia entre
1988 y 1994 (de Méndez et al., 1996).
Tabla 1. Floraciones tóxicas de Alexandrium tamarense en el período 1980-1999 en Uruguay.
Período tóxico
PSP
máximo
M. edulis
PSP
máximo
D. hanleyanus
Densidad
máxima
-1
Localidad
Sal.
Temp.
(psu)
(ºC)
8285
-
31000
Pta. del Este
29.8
12.5
0
97.6
4300
La Paloma
27.7
17.5
157.6
-
34500
Pta. del Este
22.6
11
6/12/95
40
73
440
La Paloma
32.2
21
14/08/96
23/10/96
473.5
940
16360
Pta. del Este
22.2
12.7
16/10/97
60.6
0
40
La Paloma
26.1
17
(dd/mm/aa)
27/08/91
15/10/91
03/10/92
27/10/92
05/08/93
24/09/93
que éstas ocurrieron cuando la posición del frente de
·
convergencia
(tomando como referencia la isoterma
de los 11ºC), alcanzó la posición más septentrional en
su oscilación anual. Las floraciones más intensas se
produjeron cuando la intensidad del frente, medida
como la diferencia de temperatura en 30 millas, fue
entre 2 y 2.5 ºC (Méndez et al., 1996).
La capacidad de predicción de situaciones de
máximo riesgo para la ocurrencia de una nueva floración y sus efectos potenciales en los recursos
bentónicos, aumenta cuanto mayor es el conocimiento
de las condiciones que propician el desarrollo de las
microalgas tóxicas. En la Tabla 1 se presentan, en
orden cronológico, las floraciones tóxicas de A.
tamarense que fueron registradas en Uruguay entre
1980 y 1999. Se incluye información sobre el lugar
donde se registró la toxicidad, fecha, valor máximo
(cel · l )
de toxicidad alcanzado, máxima densidad de células
de la especie causante en ese período, salinidad y
temperatura del agua.
Gymnodinium catenatum Graham
Se han registrado en aguas uruguayas cadenas
de hasta 80 células de G. catenatum aunque lo más
frecuente es encontrar cadenas de 4, 8 y 16 células.
La ocurrencia de las floraciones de G. catenatum
(Fig. 3 B,C) en Uruguay es estacional, de verano a
otoño, tal como ocurre en otros países, como España
(Bravo & Anderson, 1994), donde esta especie prolifera causando efectos nocivos. En la figura 8 se
presentan los valores mensuales de abundancia (cel
· l-1) de G. catenatum en el período 1992-1998 y puede
observarse que los máximos se registraron entre enero
y abril.
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
50000
277
93000
277500
45000
Gymnodinium catenatum
40000
35000
Piriápolis
cel · l-1
30000
Punta del Este
25000
La Paloma
20000
Punta del Diablo
15000
10000
5000
0
E
J
1992
E
J
1993
E
J
1994
E
J
1995
E
J
1996
E
J
1997
E
1998
-1
Fig. 8. Abundancia máxima mensual (cel · l ) de G. catenatum entre 1992 y 1998 en las estaciones costeras de Piriápolis, Punta del
Este, La Paloma y Punta del Diablo.
En marzo de 1998, se observó la máxima densidad de G. catenatum (277500 cel · l-1) citada tanto
para Uruguay como para toda la costa del Atlántico
Sudoccidental (Tabla 2). Las condiciones ambientales en las que se desarrolla difieren en las distintas
regiones, de ahí la importancia de registrar parámetros
físico-químicos durante las floraciones de esta especie.
La temperatura del agua parece jugar un papel
preponderante en la proliferación de esta especie en
la costa oceánica uruguaya así como en otras partes
del mundo. Se supone que los aportes del Río de la
Plata influyen en la creación de un ambiente propicio
para su crecimiento, ya que es la zona donde se registraron las mayores densidades y las primeras
floraciones tóxicas del Cono Sur. Más recientemente G. catenatum se ha registrado en el sur de Brasil
(Proença et al., 1999).
Si bien los datos experimentales indican que el
crecimiento óptimo de esta especie se da entre los
22 y 28 ºC (Bravo & Anderson, 1994), las poblaciones naturales en Japón se producen en un rango de
temperaturas entre 6 y 15 °C, en Tasmania entre 12
y 18 °C y en Filipinas entre 26 y 29 °C (Hallegraeff
& Fraga, 1998).
El mayor desarrollo de G. catenatum en Uruguay está asociado a aguas cálidas de verano y principios de otoño y las densidades superiores a 5000
cel · l-1 se han registrado a temperaturas del agua
entre 17 y 25 °C (Fig. 9). Hallegraeff & Fraga (1998)
han considerado a G. catenatum como un complejo
de especies, no sólo por las diferencias encontradas
en la composición química de las toxinas que producen sino también por lo infructuoso del cruzamiento
entre algunas cepas.
La primera floración tóxica por PSP producida
por G. catenatum en la costa uruguaya se registró
en febrero de 1992. Durante ésta, los berberechos
(Donax hanleyanus) alcanzaron niveles de toxicidad de hasta 1478 µg STX eq. · 100 g -1 de pulpa, y
los mejillones (Mytilus edulis) hasta 387 µg STX eq.
· 100 g -1 de pulpa (Méndez & Brazeiro, 1993; Méndez
et al., 2001). Nuevos picos de toxicidad por PSP fueron registrados durante floraciones de G. catenatum
en abril de 1993, marzo de 1994, abril de 1996 y marzo de 1998 ( Méndez & Ferrari, en prensa)..
Estos fueron los primeros registros de floraciones
tóxicas de G. catenatum en el Atlántico
Sudoccidental a pesar de que esta especie ya había
sido citada tiempo atrás por Balech (1964). Los eventos de toxicidad en moluscos asociados a floraciones
de esta especie en la costa uruguaya tienen lugar
entre febrero y abril (Fig. 10).
Considerando la ausencia de G. catenatum en el
plancton durante el resto del año, y la presencia de
quistes en los sedimentos (Méndez, 1995 a; Méndez
et al., 2001), se ha hipotetizado que el inicio de las
floraciones se puede desencadenar por la
resuspensión de quistes en momentos de adecuada
temperatura y nutrientes para su desarrollo.
CAPÍTULO 13: F LORACIONES DE ALGASNOCIVAS EN URUGUAY: ANTECEDENTES, PROYECTOS EN CURSO Y REVISIÓN DE RESULTADOS
D (cel · l -1)
278
18000
15000
12000
9000
6000
Toxinas producidas por cepas de A.
tamarense y G. catenatum de Uruguay
Los estudios realizados en extractos de cinco
cultivos establecidos a partir de quistes colectados
en sedimentos de Uruguay, muestran que el contenido intracelular de toxinas de G. catenatum es mayor
(153 y 233 µM) que el de A. tamarense (59, 44 y 106
µM). Sin embargo, la toxicidad de los cultivos de A.
tamarense (10014; 9697 y 26332 fg STX eq. · cel-1)
fue igual o mayor que la de G. catenatum (9801 y
15189 fg STX eq. · cel-1) (Méndez et al., 2001).
3000
0
0
5
10
15
20
25
30
D (cel · l -1)
18000
15000
12000
9000
6000
3000
0
0
5
10
15
20
25
Los bajos valores de toxicidad asociados a altas
concentraciones molares de toxinas en los cultivos
de G. catenatum resultan de la gran proporción (>
96% molar) de derivados N-sulfocarbamoylados,
como C1-4, GTX5 y GTX6. Las toxinas más potentes, como GTX1,4 y GTX2,3 son detectadas en niveles muy bajos (Fig. 11 A).
30
D (cel · l -1)
18000
15000
12000
9000
6000
El perfil de toxinas en cultivos de A. tamarense
presenta niveles significativos de Gonyautoxinas (24%
- 47% molar), pero está dominado por toxinas de baja
potencia, como la C1 y C2 (49-67 %).
3000
0
0
5
10
15
20
25
30
D (cel · l -1)
3000
2000
1000
0
0
5
10
15
20
Temperatura (ºC)
25
30
Fig. 9. Dispersión de la concentración de G. catenatum en función de la temperatura del agua en Uruguay, entre 1992 y 1998.
Los extractos de cultivos de G. catenatum, sometidos a hidrólisis ácida, presentaron concentraciones más elevadas (50597 y 102723 fg STX eq. · cel-1)
de derivados carbamatos tóxicos, que los cultivos de
A. tamarense (20681, 13875 y 29108 fg STX eq.·
cel-1). Los extractos hidrolizados de G. catenatum
presentan altas proporciones de GTX1,4 y GTX2,3 y
NEO (Fig. 11 B) mientras que las Gonyautoxinas 14 constituyen entre el 83% y 95% de los extractos
ácidos de A. tamarense (Méndez et al., 2001).
Tabla 2. Floraciones tóxicas de Gymnodinium catenatum registradas en el período 1980-1999 en Uruguay.
Período
tóxico
(dd/mm/aa)
17/02/92
16/03/92
12/03/93
13/04/93
25/02/94
17/03/94
PSP
máximo
M. edulis
PSP
máximo
D. hanleyanus
Densidad
máxima
-1
Localidad
Salinidad
Temperatura
(psu)
(ºC)
387
1478
40000
93000
Punta del Este
La Paloma
31.1
24.5
290
150
10400
26000
Punta del Este
La Paloma
26.7
24
125
3600
Punta del Este
22.6
24
(cel · l )
14/02/96
67.3
24000
Punta del Este
31.9
23
23/04/96
60
4800
La Paloma
16.2
20
17/03/98
23/04/98
167
277000
Punta del
Diablo
19
23
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
279
1000
900
800
Gymnodinium catenatum
µg STX eq · 100 -1g
700
600
Piriápolis
500
Punta del Este
400
La Paloma
300
Punta del Diablo
200
100
0
F
A
1991
F
A
1992
F
A
1993
F
A
1994
F
A
1995
F
A
1996
F
A
1997
F
A
1998
Fig. 10. Concentración de toxinas PSP en moluscos durante el verano y otoño (febrero-mayo) entre 1991 y 1998 en Piriápolis, Punta
del Este, La Paloma y Punta del Diablo.
ATUR01A
A
80
ATUR01B
ATUR02
% Molar
60
GCURD5
GCURF11
40
20
STX
ATUR01A
B
80
dcSTX
NEO
dcGTX3
dcGTX2
GTX6
GTX5
GTX2,3
GTX1,4
C3,4
C1,2
0
ATUR01B
ATUR02
% Molar
60
GCURD5
GCURF11
40
STX
dcSTX
NEO
dcGTX3
dcGTX2
GTX6
GTX5
GTX2,3
GTX1,4
C3,4
0
C1,2
20
Fig. 11. Composición de toxinas de cepas de dinoflagelados de Uruguay. A) Extractos de cultivos de A. tamarense (ATUR01A,
ATUR01B Y ATUR02) y de G. catenatum (GCURD5 y GCURF11) en ácido acético. B) Extractos de los cultivos en ácido
hidroclórico.
CAPÍTULO 13: F LORACIONES DE ALGASNOCIVAS EN URUGUAY: ANTECEDENTES, PROYECTOS EN CURSO Y REVISIÓN DE RESULTADOS
280
Dinophysis acuminata Claparède Lachmann y
D. caudata Saville Kent
Existen varias especies del género Dinophysis
potencialmente capaces de producir toxinas diarreicas
(DSP). En Uruguay se ha detectado en el plancton
la presencia de D. acuminata, D. caudata, D.
rotundata, D. sacculus y D. acuta, pero sólo dos
de ellas, D. caudata y D. acuminata (Fig. 3D,F),
han sido asociadas a episodios de DSP en moluscos
en Uruguay (Ferrari et al., 2000).
Aunque la presencia de D. acuminata, D. fortii
y D. rotundata había sido citada por Balech (1988)
para esta región del Atlántico Sudoccidental, no se
habían registrado floraciones, ni veneno diarreico en
la región previos a los de Uruguay. Durante los episodios de DSP en aguas uruguayas, en los años 1992,
1994 y 1996, se detectaron toxinas diarreicas en almejas (Mesodesma mactroides ), berberechos
(Donax hanleyanus) y mejillones (Mytilus edulis),
en varias localidades de la costa (Tabla 3).
D. acuminata se detectó en distintas épocas del
año, aunque su presencia en el plancton no es permanente. La densidad celular aumenta notablemente durante los períodos de verano y otoño (enero a
mayo), asociada a condiciones oceanográficas caracterizadas por alta temperatura del agua (22 ºC-25
ºC) y alta salinidad (25-30 ‰) (Fig. 12). Esta mayor
abundancia estacional verano-otoño se ha observado en otros países, como Italia (Sidari et al., 1995),
España (Reguera et al., 1993), Noruega (Dahl et al.,
1996) y Holanda (Peperzak, 1996).
Las proliferaciones de D. acuminata son habitualmente precedidas por una comunidad dominada
por diatomeas, tales como Skeletonema costatum,
Coscinodiscus spp. y Ditylum brightwellii. Denominamos «proliferaciones» de D. acuminata a los
aumentos notables de la densidad de células, pero las
especies del género Dinophysis casi nunca son dominantes en la comunidad fitoplanctónica. Normalmente están acompañadas por floraciones de otras
especies, como Mesodinium rubrum, Gymnodinium
sanguineum, G. catenatum, Polykrikos kofoidii,
Scrippsiella trochoidea, Trichodesmium
erythraeum y Pyramimonas sp. La asociación de
proliferaciones de D. acuminata con dominancia de
otros dinoflagelados fue reportada en otros países
como Francia, Suecia, Holanda y Portugal (Reguera
et al., 1995).
En Piriápolis, estación con aguas de carácter
estuarino (salinidad, 7-33 ‰; temperaturas, 9-27 ºC),
no se registraron concentraciones de D. acuminata
mayores que 5000 cel · l-1 en este período, mientras
que las concentraciones más elevadas, entre 5 y 15.5
· 103 cel · l -1 ocurrieron en condiciones más restrictas
de salinidad (15-31 ‰) y temperatura (15-25 ºC).
En el año 1994 se registró una mortalidad masiva
de almejas y berberechos en la costa este de Uruguay sobre la playa de Barra del Chuy. Este evento
coincidió con una proliferación de D. acuminata, D.
caudata y resultados positivos de bioensayo en ratones para toxina diarreica (Méndez, 1995 b). No se
considera que la presencia de DSP haya sido la causa de dicha mortandad sino una coincidencia, dado
Tabla 3. Floraciones de Dinophysis acuminata y D. caudata asociadas a episodios tóxicos de DSP registrados en el período 1980-1999
en Uruguay.
Localidad
Fecha
Molusco
DSP Especies asociadas
(dd/mm/aa)
Densidad
-1
Salinidad Temperatura
(cel · l )
(psu)
(ºC)
Piriápolis
07/02/92
M. edulis
+
D. acuminata
1500
31.3
25
P. del Este
07/02/92
M. edulis
+
D. caudata
40
30.2
26
La Paloma
07/02/92
M. edulis
+
D. acuminata
2000
26.8
25
P. del Diablo
21/01/92
07/02/92
M. edulis
+
D. acuminata
4480
31.5
22
Chuy
13/12/94
M. mactroides
+
D. caudata
4600
26.8
22
La Paloma
16/02/96
08/03/96
D. hanleyanus
+
D. acuminata
80
31.4
22.7
La Paloma
18/02/96
D. hanleyanus
+
D. acuminata
80
32.3
24
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
281
2000
35
30
25
20
15
10
5
0
-5
-10
-15
-20
D (cel · l -1)
1500
1000
500
0
1991
1992
1993
1994
1995
Salinidad (Psu) Temperatura (ºC)
PIRIAPOLIS
1996
D (cel · l -1)
12
10
8
6
4
2
0
1991
1992
1993
1994
1995
35
30
25
20
15
10
5
0
-5
-10
-15
-20
Salinidad (Psu) Temperatura (ºC)
14
35
30
25
20
15
10
5
0
-5
-10
-15
-20
Salinidad (Psu) Temperatura (ºC)
PUNTA DEL ESTE
16
1996
D (cel · l -1)
LA PALOMA
16
14
12
10
8
6
4
2
0
1991
1992
1993
1994
Temperatura
1995
1996
Salinidad
-1
Fig. 12. Variación anual de la densidad de Dinophysis acuminata (cel.l ) la salinidad y la temperatura del agua en tres localidades de
la costa Uruguaya: Piriápolis, Punta del Este y La Paloma (de Ferrari et al., 2000).
que posteriormente se han vuelto a registrar mortandades de almejas sin relación con toxicidad. El mismo fenómeno de mortandad masiva ocurrió ese año
en las playas contiguas de Brasil, y al año siguiente
en Argentina (Fiori, 1996).
Hasta el momento no se han cultivado ninguna
de estas dos especies en Uruguay, y existen grandes
dificultades a nivel mundial para mantenerlas en cul-
tivo. No obstante, resultados preliminares parecen
confirmar su toxicidad. Durante una proliferación de
D. acuminata y D. caudata en la costa uruguaya ,
que alcanzó niveles de 7000 cel · l-1 de Dinophysis
spp., en el invierno de 1998, se obtuvieron concentrados celulares multiespecíficos mediante arrastres
de red de fitoplancton. En los cromatogramas obtenidos de los análisis por HPLC (con detección
fluorimétrica) de los extractos de estos concentra-
CAPÍTULO 13: F LORACIONES DE ALGASNOCIVAS EN URUGUAY: ANTECEDENTES, PROYECTOS EN CURSO Y REVISIÓN DE RESULTADOS
282
dos, se observó un pequeño pico con el mismo tiempo de retención que el del ácido okadaico (M.L.
Fernández, com. pers.).
Pseudo-nitzschia spp.
Varias especies del género han sido citadas por
producir toxina amnésica y ocasionar daños a la salud humana en varias partes del mundo. Aunque la
presencia de P. australis, P. delicatissima y P.
pungens (Fig. 3I) había sido reportada en la región
en varias oportunidades (Machado, 1976; Burone,
1984; Ferrario & Galván, 1989), la presencia de toxina amnésica (ácido domoico) en moluscos de Uruguay, en concentraciones por debajo de las admitidas
para consumo humano, no fue registrada hasta diciembre de 2001(Medina et al., 2002).
Microcystis aeruginosa (Kützing) Kützing
Microcystis aeruginosa es una especie de
cianobacteria característica de agua dulce, pero ocasionalmente aparece en aguas de estuario. En el Río
de la Plata las floraciones de cianobacterias, especialmente las de M. aeruginosa (Fig. 3H), se han
registrado frecuentemente en verano, extendiéndose
desde Colonia hasta la costa oceánica produciendo
extensas manchas color verde brillante.
Durante el verano de 1997, en enero y marzo, se
tomaron muestras de una floración de M. aeruginosa
en Piriápolis y Punta del Este y se analizaron por
bioensayo en ratón, gracias a la colaboración del laboratorio de la Fundación Universidad de Río Grande (FURG- Brasil), detectándose resultados positivos con una Dosis Letal DL 50 de 233 y 203 mg · kg 1 de ratón respectivamente, lo que equivale a valores
de toxicidad medios.
Otra floración de M. aeruginosa fue registrada
durante febrero de 1999 en la costa del Departamento
de Colonia. El Departamento de Limnología de la
Facultad de Ciencias realizó un seguimiento en el
transcurso de la floración. La toxicidad, determinada
por bioensayo de ratón en DINARA, dio resultados
positivos. Los niveles de microcystina se estimaron
entre 100 y 1000 µg · l-1 (de León, 1999).
Estos episodios constituyen los primeros registros de toxicidad de floraciones de cianobacterias en
Uruguay.
OTRAS ESPECIES POTENCIALMENTE
NOCIVAS
Las proliferaciones masivas de cianobacterias se
han registrado en todas partes del mundo y se conocen al menos veinte géneros productores de toxinas
y responsables de frecuentes envenenamientos de
animales y de efectos nocivos para la salud humana
por el uso de agua para consumo o recreación.
En Uruguay suelen proliferar en el período de
verano, entre enero y marzo, como lo muestra la Tabla 4.
Tabla 4. Registro de Floraciones de Cianobacterias (n/d= no determinado).
Especie
Fecha
Toxicidad
Localidad
(dd/mm/aa)
Microcystis aeruginosa
(psu)
(ºC)
16/3/92
n/d
Montevideo
n/d
n/d
27/1/94
n/d
2
23
DL 50 233,3 mg
Kg/ratón
DL 50 203,1 mg
Kg/ratón
Montevideo Punta del Este
Colonia Punta del Este
Portezuelo
Punta del Este
n/d
n/d
2/99
100-1000 µg/l
Colonia
n/d
n/d
30/1/95
n/d
La Paloma
29.2
23.5
30/1/96
n/d
35º 40’ Lat S
54º 26’ Long W
n/d
18
3/1990
n/d
Laguna de Castillos
n/d
n/d
30/1/97
29/3/97
Trichodesmium erythraeum
Salinidad Temperatura
Nodularia baltica-spumigena
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
Trichodesmium erythraeum Ehrenberg
Trichodesmium erythraeum es una especie de
amplia distribución geográfica. Si bien es considerada como potencial productora de neurotoxinas, en
Uruguay se han registrado floraciones, que causaron
discoloración del agua, sin registro de toxicidad en
moluscos, ni afecciones respiratorias en humanos (Fig.
3J, Tablas 4 y 5). Las floraciones de esta especie
ocurrieron en la costa oceánica de nuestro país en
verano. Un nuevo registro de discoloración rojiza por
una floración de esta especie se produjo en febrero
de 2002, en La Paloma, en condiciones de 23 ºC de
temperatura y 30.6 psu de salinidad.
Nodularia sp.
En el verano de 1990 se registró una floración de
Nodularia sp. (Pérez et al., 1999) en una laguna
costera, con características morfológicas intermedias
entre N. baltica y N. spumigena (Fig. 3K). Las
floraciones de N. spumigena Mertens son bien conocidas en el Mar Báltico y en estuarios de Australia
donde sus efectos hepatotóxicos, causados por la
nodularina, producen mortandades de animales, pero
en nuestro país no se han hecho estudios sobre la
toxicidad de la especie.
Alexandrium fraterculus (Balech) Balech
El primer episodio tóxico registrado en el Uruguay (1980) fue atribuido a Gonyaulax s p . y
Gymnodinium sp. (Yentsch, 1982; Davison &
Yentsch, 1985). En la revisión de este episodio se
reidentificó a Gonyaulax sp. como Alexandrium
fraterculus (Balech, 1995).
A. fraterculus ha proliferado durante el verano
en aguas uruguayas co-ocurriendo con Gymnodinium
catenatum, asociado a toxicidad tipo PSP en los
moluscos (Méndez & Brazeiro, 1993). Sin embargo,
aún no se han establecido cultivos monoespecíficos
de esta especie para determinar su toxicidad. Recientemente ha sido registrada en Santa Catarina, en
la costa sur de Brasil y se sospecha sobre su toxicidad (Proença, 1999).
Prorocentrum minimum (Pavillard) Schiller
En las costas uruguayas se han registrado altas
concentraciones de P. minimum (106 cel · l-1), pero
en ninguna oportunidad se registró toxicidad en los
moluscos del área de la floración, ni efecto en los
283
consumidores. No obstante en Argentina se registró
toxicidad por bioensayo de ratón, en extractos de
plancton y de mejillones durante una floración de P.
minimum en 1998 (Montoya et al., 1999).
DISCOLORACIONES
Existen varios registros de especies de microalgas
que han producido cambios en el color del agua
(discoloraciones) en aguas uruguayas, como es el
caso de varias especies de diatomeas
(Asterionellopsis glacialis y Skeletonema
costatum) , dinoflagelados (Gymnodinium
sanguineum, Noctiluca scintillans, Polykrikos
kofoidii, P. schwartzii, Prorocentrum minimum, P.
scutellum, Scrippsiella trochoidea), cianobacterias
(Microcystis aeruginosa, Trichodesmium
erythraeum) y ciliados (Mesodinium rubrum).
La mayoría de ellas son dinoflagelados que florecen en verano-otoño en condiciones de mar calmo
y vientos suaves (Ferrari & Méndez, 2000) (Tabla
5). Punta del Este y La Paloma son las áreas más
afectadas por estas floraciones, que si bien no son
tóxicas, provocan alarma social al presentarse cerca
de la costa en los meses de mayor afluencia turística.
QUISTES DE MICROALGAS EN LOS
SEDIMENTOS COSTEROS
El ciclo de vida de los dinoflagelados presenta
una alternancia de estadios vegetativos móviles y
estadios inmóviles o quistes de resistencia. Se han
observado dinoflagelados que producen quistes o esporas de resistencia cuando las células vegetativas
son expuestas a condiciones desfavorables y también los forman tras la fusión de los gametos, como
parte de su ciclo reproductivo sexual.
Es sabido que los quistes pueden desempeñar un
papel crucial en la dispersión, iniciación y finalización
de la floración algal. Por ello, la información sobre la
distribución y abundancia de quistes en sedimentos
es esencial para comprender la ecología y la dinámica de las floraciones de dinoflagelados tóxicos. La
zonas de mayor concentración de quistes podrían considerarse como áreas de mayor riesgo para la iniciación de futuras floraciones de microalgas tóxicas.
Durante el ciclo de vida, G. catenatum se divide
vegetativamente por mitosis, formando cadenas. En
CAPÍTULO 13: F LORACIONES DE ALGASNOCIVAS EN URUGUAY: ANTECEDENTES, PROYECTOS EN CURSO Y REVISIÓN DE RESULTADOS
284
Tabla 5. Registro de discoloraciones en la costa uruguaya (1991-1997), temperatura, salinidad y densidad de células del organismo
causante (n/d= no determinado).
Especie
Fecha
Color
Densidad
-1
(dd/mm/aa)
Gymnodinium sanguineum
Gyrodinium spp.
Gymnodinium catenatum
Localidad Salinidad
(cel · l )
(ºC)
18.8x106
Piriápolis
28
25
4x107 y 3.6x102
Punta del
Este
22.5
24
15/03/91 Púrpura
20-23/02/94 Rojo
Temperatura
(psu)
Polykrikos schwartzii
y P. kofoidii
24/2/92
Marrón
106
Punta del
Este
25
25
Noctiluca scintillans
24/10/92
04/12/92
16/08/96
Rosado
1.26x104
9.6x106
55.6x103
La Paloma
La Paloma
La Paloma
16
12.6
24
-
Scrippsiella trochoidea
08/01/93
Marrón
1.4x107
Piriápolis
28
21
Protoperidinium sp.
28/04/93
Rojo
N/d
Punta del
Este
17
17.8
Prorocentrum scutellum
14/05/94
Marrón
4.6x105
Chuy
-
19
Prorocentrum minimum
15/08/95
Verde
107
Piriápolis
20.4
11.5
12/11/92
Chaetoceros spp.
05/02/93 Beige
S. costatum, T. erythraeum
11-17/03/93
n/d
La Paloma
La Paloma
La Paloma
27.5
32
31
18
25
24.5
Thalassiothrix sp.
Marrón
n/d
Piriápolis
25
13
24/09/93
Marrón
- 14/03/94
n/d
Chuy
18-30
14-23
2.5x106
La Paloma
29.1
18.5
Asterionellopsis glacialis
Mesodinium rubrum
23/09/93
02/05/95
Marrón
la fase sexual de su ciclo produce gametos de signo
contrario, que al fusionarse forman una célula móvil
y diploide, el planozigoto, que poco después pierde
movilidad, desarrolla nuevas cubiertas celulares y
da lugar a un quiste de
resistencia (hipnozigoto).
Al germinar el quiste, da
lugar a un planomeiocito,
de aspecto similar al
planozigoto, que se divide por meiosis y produce
células vegetativas
Fig. 13. Quiste de (Blackburn et al., 1989).
Gymnodinium catenatum de
Las células solitarias miUruguay.
den 34-65 µm de largo y 27-43 µm de ancho, mientras que las células que forman parte de cadenas son
más cortas (Taylor et al., 1995).
El quiste de G. catenatum (Fig. 13), es de color
marrón oscuro, superficie microreticulada, mide 3860 µm de diámetro (Bravo, 1986; Anderson et al.,
1988) y es fácilmente reconocible en los sedimentos
de la costa uruguaya. Estos quistes han sido encontrados en elevadas concentraciones en el área de la
Bahía de Maldonado (Méndez, 1995a).
En 1998 se realizó un mapeo de quistes en dos
zonas de la costa: Punta del Este (Bahía de
Maldonado), área cercana al lugar de mayor extracción comercial de mejillones, y La Paloma, zona don-
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
285
piloto tomadas en el área de Punta del Este en mayo
de 1994 (817 q · ml -1, Méndez, 1995a).
Fig. 14. Distribución de quistes en los sedimentos.
de hasta entonces se desarrollaba la mayor explotación de caracoles de Uruguay (Méndez et al., en
prensa).
Es importante destacar que la presencia de quistes es mayor en sedimentos finos como limos o arcillas y casi inexistente en las áreas arenosas, dado
que las zonas de depósito de sedimentos finos son
áreas más protegidas que facilitan la acumulación.
El área de Punta del Este, presenta mayor densidad
de quistes que el área comprendida entre el Puerto
de La Paloma y Arachania.
En la localidad de Punta del Este, la densidad de
quistes alcanzó valores de 60 q · ml -1 y en La Paloma, no superó en ninguna de las estaciones los 10 q ·
ml-1 (Fig. 14). Cabe señalar que las concentraciones
de quistes encontradas en otoño de 1988, son sensiblemente menores que las registradas en muestras
Entre las especies de dinoflagelados atecados
similares a Gymnodinium catenatum, se han descrito hasta la fecha tres especies formadoras de quistes microreticulados en rangos bien diferenciados:
Gymnodinium microreticulatum (17-28 µm), G.
nolleri (28-38 µm), y G. catenatum (36-62 µm)
(Bolch et al., 1999), y otra especie, Gymnodinium
impudicum, formadora de quistes similares a los de
las tres anteriores pero no reticulados (Kobayashi et
al., 2001). La distribución de tallas (diámetros) de
los quistes G. cf. catenatum encontrados en Uruguay dio lugar a una curva multimodal, con dos modas principales de 39 y 20 µm respectivamente, aunque se observaron otras modas con valores intermedios que podrían indicar la presencia de quistes de
varias de estas especies (Fig. 15).
Los quistes de menor talla podrían pertenecer a
Gymnodinium microreticulatum, especie que ha
germinado de quistes procedentes de sedimentos de
esta zona (Bolch et al., 1999), aunque se sospecha
que podría haber quistes de G. impudicum entre éstos. Los tamaños de los quistes de ambas especies
se solapan y la última especie ha producido floraciones
en varias ocasiones en nuestras costas. Dado que se
registró un gradiente de tallas de quistes, se aplicó
una prueba no paramétrica de Mann-Whitney. Los
resultados de este análisis sugieren claramente la
existencia de dos poblaciones diferentes (U= 0.00;
p< 0.001) Méndez et al., en prensa).
20
18
16
Nº ejemplares
14
12
10
8
6
4
2
0
15 17 19 21 23 25 27 29 31 33 35 37 39 41 43 45 47 49 51 53 55
Diámetro del quiste (µm)
Fig. 15. Quistes de G. cf. catenatum encontrados en los sedimentos costeros de Uruguay.
CAPÍTULO 13: F LORACIONES DE ALGASNOCIVAS EN URUGUAY: ANTECEDENTES, PROYECTOS EN CURSO Y REVISIÓN DE RESULTADOS
286
PRINCIPALES CONSIDERACIONES
SOBRE LA PROBLEMÁTICA DE
FLORACIONES ALGALES NOCIVAS EN
URUGUAY
La mayor parte de los resultados que se presentan en este trabajo sobre floraciones algales nocivas
tiene aspectos que son fácilmente aplicables y que
aumentan notablemente la capacidad de predicción
de estos fenómenos.
La descripción de las condiciones ambientales en
que se produjeron las floraciones de las diferentes
especies tóxicas registradas hasta el momento y el
conocimiento de la época más probable de aparición
de éstas, son datos que facilitan enormemente la tarea de monitoreo y previenen al administrador de recursos bentónicos de los riesgos potenciales, tanto
en lo que respecta a áreas geográficas, como a épocas del año. A modo de ejemplo, algunos datos relacionados con las microalgas asociadas con la producción de toxinas DSP en Uruguay indican que la
especie D. acuminata se ha registrado en concentraciones mayores en aquellos lugares de la costa
cuyo rango de salinidades y temperatura es más restringido. Por ello en Piriápolis, donde se producen
grandes variaciones de salinidad, sería menos probable que prolifere esta especie.
Las máximas concentraciones celulares de G.
catenatum se registraron en un ambiente caracterizado por un rango de temperaturas entre 17 y 25 °C,
mientras que A. tamarense ha proliferado a temperaturas entre 11 y 14 ºC. Ello nos brinda una posibilidad de predicción de momentos críticos cuando debería intensificarse el control de plancton y detección de toxinas PSP en Uruguay.
G. catenatum, que prolifera normalmente en los
meses de verano y principios de otoño, y A.
tamarense, a finales de invierno y primavera, aparecen ligadas directamente a los ciclos de temperatura
del agua de esta zona templada.
La época estival es la de mayor riesgo para la
aparición de floraciones tóxicas, cuando aumenta el
consumo de moluscos en Uruguay, debido a que constituye uno de los platos típicos para la gran cantidad
de turistas que visitan sus costas.
De acuerdo al conocimiento actual se genera la
hipótesis de que la proliferación de A. tamarense es
transportado hacia la costa uruguaya por las corrientes frías del sur, en momentos en que desciende el
caudal del Río de la Plata, mientras que G. catenatum
podría proliferar a partir de la resuspensión de depósitos de quistes en los sedimentos locales.
Siendo la zona costera un área de escasa profundidad (10-15 m), el viento desempeñaría dos funciones importantes en la dinámica de G. catenatum:
• el transporte, acumulación y disgregación del florecimiento, dado que se trata de una especie con
capacidad de formar cadenas que le permiten
mantenerse en flotación en la capa superficial de
agua,
• la resuspensión de los quistes por efecto del oleaje, que permitiría el ingreso de los mismos en las
capas superficiales del agua donde las condiciones de luz y temperatura en la temporada estival
serían propicias para su germinación e inicio de
nuevas floraciones tóxicas.
El Programa Nacional de Monitoreo de
Floraciones Algales Nocivas y Toxicidad en Moluscos
ha permitido prevenir intoxicaciones, conocer las principales especies de microalgas tóxicas y realizar investigaciones complementarias, teniendo como meta
mejorar la capacidad de predecir estos episodios y
disminuir los riesgos.
Se ha corroborado la capacidad de algunas especies para producir toxinas. No obstante, existe
mucha incertidumbre sobre la taxonomía y toxicidad
de algunas especies potencialmente nocivas presentes en el área por lo cual se considera necesario
ampliar las líneas de investigación actuales paralelamente al programa de monitoreo.
BIBLIOGRAFÍA
Anderson, D.M., D.M. Jacobson, I. Bravo & J.H. Wrenn,
1988. The unique, microreticulate cyst of the naked
dinoflagellate Gymnodinium catenatum. J. Phycol. 24:
255-262.
AOAC, 1984. Mouse bioassay for PSP toxins. Official
Methods of Analysis. Association of Official Analytical
Chemists, secs 18086-18092.
Balech, E., 1964. El plancton de Mar del Plata durante el
período 1961-1962. Bol. Inst. Biol. Mar., Mar del Plata 4:
1-49.
Balech, E., 1988. Los dinoflagelados del Atlántico
Sudoccidental. Publ. Espec. Inst. Esp. Oceanogr. 1: 1310.
Balech, E., 1995. The genus Alexandrium Halim
(Dinoflagellata). Sherkin Island Marine Station, Special
Publication. Cork, Ireland, 151 pp.
Blackburn, S.I., G.M. Hallegraeff & C.J. Bolch, 1989.
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
Vegetative reproduction and sexual life cycle of the
toxic dinoflagellate Gymnodinium catenatum from
Tasmania, Australia. J. Phycol. 25: 577-590.
Bolch, C.J.S., A.P. Negri & G.M. Hallegraeff, 1999.
Gymnodinium microreticulatum sp. nov.
(Dinophyceae): a naked, microreticulate cystproducing dinoflagellate, distinct from Gymnodinium
catenatum and Gymnodinium nolleri. Phycologia 38
(4): 301-313.
Bravo, I. 1986. Germinación de quistes, cultivo y
enquistamiento de Gymnodinium catenatumGraham.
Invest. Pesq. 50: 313-321.
Bravo, I. & D.M. Anderson, 1994. The effects of
temperature, growth medium and darkness on
excystment and growth of the toxic dinoflagellate
Gymnodinium catenatum from northwest Spain . J.
Plankton Res.16: 513-525.
Brazeiro, A., S.M. Méndez & G. Ferrari, 1997. First toxic
bloom of Alexandrium tamarense in Uruguay:
associated environmental factors. Rev. Atlântica, Río
Grande 19: 19-29.
Burone, F.S., 1984. Estudio taxonómico de las
Bacillariophyceae de la Bahía de Maldonado (República Oriental del Uruguay). Tesis Facultad de Humanidades y Ciencias, Universidad de la República, Montevideo, 227 pp.
Carreto, J.I., N. Montoya, A.D. Cucchi Colleoni & R.
Akselman, 1998. Alexandrium tamarense blooms and
shellfish toxicity in the Argentine Sea: a retrospective
view. In Reguera, B., J. Blanco, M.L. Fernández & T.
Wyatt (eds.), Harmful algae. Xunta de Galicia and IOC
of UNESCO Publishers: 131-134.
Dahl, E., T. Aune & B. Aase, 1996. Reddish water due to
mass occurence of Dinophysis spp. In Yasumoto, T., Y.
Oshima & Y. Fukuyo (eds.), Harmful and Toxic Algal
Blooms. IOC of UNESCO: 265-267.
Davison, P. & D. Medina, 1982. Control de la toxina paralítica de los moluscos en el Uruguay. In III Congreso
Nacional de Veterinaria. Montevideo, Actas: 997-1007.
Davison, P. & D. Medina, 1986. Control de la Toxina Paralizante de los Moluscos en el Uruguay. FAO FI 811/
RLAC/37, Chile: 157-174.
Davison, P. & C.M. Yentsch, 1985. Occurrence of toxic
dinoflagellate and shellfish toxicity along the
Uruguayan coast, South America. In Anderson, D.M.,
A.W. White & D.G. Baden (eds.), Toxic Dinoflagellates.
Elsevier, New York:153-158.
De León, L., 1999. Floraciones tóxicas de la cianobacteria
Microcystis aeruginosa Kützing en el Río de la Plata.
In XIV Simposio Científico-Tecnológico de la Com. Tec.
Mix. Frente Marit. Montevideo, Resúmenes: 61-62.
Ferrario, M. & N.M. Galván, 1989. Catálogo de las
diatomeas marinas citadas entre los 36º y los 60º S con
especial referencia al mar argentino. Dirección Nacional del Antártico, Instituto Antártico Argentino. Publ.
N° 20, 327 pp.
287
Ferrari, G., S.M. Méndez & A. Brazeiro, 2000. Dinophysis
acuminata associated to diarrhetic shellfish poisoning
reports in Uruguay. Publ. Com. Tec. Mix. Frente Marit.
8: 91-95.
Ferrari, G. & S. M. Méndez. 2000. Report of phytoplankton
species producing coastal water discoloration in Uruguay. Iheringia Sér. Bot., Porto Alegre, Nº 54. 3-18.
Fiori, S.M., 1996. Massive mortality of yellow clams,
Mesodesma mactroides in Monte Hermoso Beach,
Argentina. Harmful Algae News 15, IOC of UNESCO:
9.
Hallegraeff, G.M. & S. Fraga, 1998. Bloom dynamics of the
toxic dinoflagellate Gymnodinium catenatum, with
emphasis on Tasmanian and Spanish coastal waters.
In Anderson, D.M, A.D. Cembella & G.M. Hallegraeff
(eds.), Physiological Ecology of Harmful Algal Blooms.
NATO ASI Series, Springer-Verlag, Berlin Heidelberg,
G (41): 59-80.
Machado, M.T., 1976. Observaciones sobre el plancton
del Océano Atlántico Sudoccidental a través de Campañas Oceanológicas (abril de 1965 y abril de 1967).
Inf. Tec. INAPE 5, 14 pp.
Kobayashi, S., A. Kojima, I. Shigeru, I. Imai & K. Matsuoka,
2001. Cyst morphology of a chain-forming unarmored
dinoflagellate Gyrodinium impudicum Fraga et Bravo.
Phycol. Res. 49: 61-65.
Medina D., G. Inocente & C. López, 1993. PSP in bivalve
along the Uruguayan coast. In Smayda, T.J. & Y. Shimizu
(eds.), Toxic Phytoplankton Blooms in the Sea. Elsevier,
Amsterdam: 425-428.
Medina, D., G. Ferrari, S.M. Méndez, G. Inocente, H.
Giudice, E. Méndez, M. Salhi, M. Odizzio & D. Otero,
2002. Shellfish monitoring program in Uruguay.
Abstracts of the 4 th International Conference on
Molluscan Shellfish Safety. Santiago de Compostela,
España.
Méndez, S., 1993. Uruguayan red tide monitoring
programme: preliminary results (1990-1991). In Smayda,
T.J. & Y. Shimizu (eds.), Toxic Phytoplankton Blooms
in the Sea. Elsevier, Amsterdam: 287-291.
Méndez, S., 1995 a. Altas concentraciones de quistes del
dinoflagelado tóxico Gymnodinium catenatumen los
sedimentos costeros de Uruguay. INFOPESCA CC& I,
Montevideo 1: 3.
Méndez, S., 1995 b. Bivalve mortality on southwest Atlantic
shore. Harmful Algae News 10/11, IOC of UNESCO: 12.
Méndez, S. & A. Brazeiro, 1993.Gymnodinium catenatum
and Alexandrium fraterculus associated with a toxic
period in Uruguay. In VI International Conference on
Toxic Marine Phytoplankton. Nantes, Abstracts: 139.
Méndez, S., A. Brazeiro, G. Ferrari, D. Medina & G. Inocente, 1993. Mareas Rojas en el Uruguay. Programa de
control y actualización de resultados. Inf. Tec. INAPE
46, 31 pp.
Méndez, S., D. Severov, G. Ferrari & C. Mesones, 1996.
Early spring Alexandrium tamarense toxic blooms in
CAPÍTULO 13: F LORACIONES DE ALGASNOCIVAS EN URUGUAY: ANTECEDENTES, PROYECTOS EN CURSO Y REVISIÓN DE RESULTADOS
288
the uruguayan waters. In Yasumoto, T., Y. Oshima & Y.
Fukuyo (eds.), Harmful and Toxic Algal Blooms. IOC
of UNESCO: 113-116.
Méndez, S., M. Gómez & G. Ferrari, 1997. Plankton studies
in the Río de la Plata and its oceanic front. In Wells,
P.G. & G.R. Daborn (eds.), The Rio de la Plata. An
environmental overview. An EcoPlata project Background Report. Dalhousie University, Halifax, Nova
Scotia: 85-112.
Méndez, S., D. Kulis & D.M. Anderson, 2001. PSP toxin
production of Uruguayan isolates of Gymnodinium
catenatum and Alexandriumtamarense. In Hallegraeff,
G., S. Blackburn, R. Lewis & C. Bolch (eds.), Harmful
Algal Blooms. IOC of UNESCO. 352-355.
Méndez, S., G. Ferrari & S. Svenson, en prensa . Primer
mapeo de quistes de Gymnodinium catenatum en sedimentos de la costa uruguaya. Publ. Com. Tec. Mix.
Frente Marit. Vol 19.
Méndez, S. & G. Ferrari. en prensa. Floraciones tóxicas de
Gymnodinium catenatum en aguas uruguayas. Publ.
Com. Tec. Mix. Frente Marit. Vol 19.
Montoya, N.G., R. Akselman, D. Cucchi Colleoni & J.I.
Carreto, 1999. Primer evento tóxico en coincidencia con
un florecimiento deProrocentrum minimumen Argentina. In XIV Simposio Científico-Tecnológico de la Com.
Tec. Mix. Frente Marit. Montevideo, Resúmenes: 18.
Peperzak, L., G.J. Snoeijer, R. Dijkema, W.W.C. Gieskes, J.
Joordens, J.C.H. Peters, C. Schol, E.G. Vrieling & W.
Zevenboom, 1996. Development of a Dinophysis
acuminata bloom in the River Rhine plume (North Sea).
In Yasumoto, T., Y. Oshima & Y. Fukuyo (eds.), Harmful
and Toxic Algal Blooms. IOC of UNESCO: 273-276.
Pérez, M. del C., S. Bonilla, L. De León, J. Smarda & J.
Komarek, 1999. A bloom of Nodularia balticaspumigena group (Cyanobacteria) in a shallow coastal
lagoon of Uruguay, South America. Algological Studies
93: 91-101.
Proença, L.A.O., N. Lagos, L.R. Rorig, M. Silva & S.P.
Guimarâes, 1999. Occurrence of paralytic shellfish toxins
– PST in southern Brazilian waters. Ciencia y Cultura
55 (1): 16 – 21.
Reguera, B., J. Mariño, J. Campos, I. Bravo, S. Fraga & A.
Carbonell, 1993. Trends in the occurrence ofDinophysis
spp. in Galician waters. In Smayda, T.J. & Y. Shimizu
(eds.), Toxic Phytoplankton Blooms in the Sea. Elsevier,
Amsterdam: 559-564.
Reguera, B., I. Bravo & S. Fraga, 1995. Autoecology and
some life history stages ofDinophysisacuta Ehrenberg.
J. Plankton Res. 17: 999-1015.
Sidari, L., S. Cook, M. Cabrini, A. Tubaro & G. Honsell,
1995. Temporal distribution of toxic phytoplankton in
the gulf of Trieste (Northern Adriatic Sea) in 1991 and
1992. In Lassus, P., G. Arzul, E. Erard-Le Denn, P. Gentien
& C. Marcaillou-Le Baut (eds.), Harmful Marine Algal
Blooms. Lavoisier, París: 231-236.
Taylor, F.J.R., Y. Fukuyo & J. Larsen, 1995. Taxonomy of
Harmful Dinoflagellates. In Hallegraeff, G.M., D.M.
Anderson & A.D. Cembella (eds.), Manual on Harmful
Marine Microalgae. IOC Manual Guides N° 33,
UNESCO: 283-319.
Utermöhl, H., 1958. Zur vervolkommung der quantitativen
phytoplankton-methodik. Mitt. Int. Ver. Theor. Angew.
Limnol. 9: 1-38.
Yasumoto, T., M. Murata, Y. Oshima, G.K. Matsumoto & J.
Clardy, 1984. Diarrhetic shellfish poisoning. In Ragelis,
E.P. (ed.), Seafood Toxins. Am. Chem. Soc., Washington D.C.: 207-214.
Yentsch, C.M., 1982. Control e investigación de
dinoflagelados y toxina paralítica de moluscos. Proyecto URU/78/005 FAO/PNUD, Montevideo, 36 pp.
PARTE IV. INSTITUCIONES
RELACIONADAS CON LAS FLORACIONES
ALGALES NOCIVAS
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
291
CAPÍTULO 14: ORGANIZACIONES INTERNACIONALES Y
REGIONALES RELACIONADAS CON PROGRAMAS Y ACTIVIDADES
SOBRE FLORACIONES ALGALES NOCIVAS
HENRIK O. ENEVOLDSEN 1 & ÁNGELES AGUILERA2
IOC Science and Communication Centre on Harmful Algae, University of Copenhagen, Øster
Farimagsgade 2D, DK-1353, Copenhagen K, Dinamarca.
2 COI-IEO Centro Científico y de Comunicación sobre Algas Nocivas. Instituto Español de Oceanografía.
Centro Oceanográfico de Vigo. Cabo Estay, Canido. Apdo. 1552. 36280 Vigo, España.
1
INTRODUCCIÓN ......................................................................................................... 293
ORGANIZACIONES GUBERNAMENTALES ............................................................... 293
Comisión Oceanográfica Intergubernamental (COI) de la UNESCO ................................. 293
Intergovernmental Oceanographic Commission (IOC) of UNESCO ................................. 293
PROGRAMA DE FLORACIONES ALGALES NOCIVAS DE LA COI (UNESCO) ...................................... 294
DIRECCIONES DE CONTACTO .................................................................................................. 294
Agencia Internacional de Energía Atómica de las Naciones Unidas ................................... 295
Internacional Atomic Energy Agency of the United Nations (IAEA) ................................ 295
DIRECCIONES DE CONTACTO .................................................................................................. 295
Organización de las Naciones Unidas para la Agricultura y la Alimentación (FAO) ............. 296
Food and Agricultural Organization of the United Nations (FAO) .................................. 296
DIRECCIONES DE CONTACTO .................................................................................................. 296
Organización Mundial de la Salud (OMS) ........................................................................ 296
World Health Organization (WHO)................................................................................. 296
DIRECCIONES DE CONTACTO .................................................................................................. 297
Organización Marítima Internacional (OMI) ................................................................... 298
International Maritime Organization (IMO) .................................................................... 298
DIRECCIONES DE CONTACTO ................................................................................................. 299
Consejo Internacional para la Exploración del Mar (CIEM) ............................................. 299
International Council for the Exploration of Sea (ICES) ................................................. 299
DIRECCIONES DE CONTACTO ................................................................................................. 299
ORGANIZACIONES GUBERNAMENTALES NO ESPECIALIZADAS QUE FINANCIAN
INVESTIGACIONES RELACIONADAS CON HAB ................................................. 300
Comisión de las Comunidades Europeas (CCE). Unión Europea ....................................... 300
Commission of the European Communities (CEC). European Union ............................... 300
DIRECCIONES DE CONTACTO: ................................................................................................ 300
ORGANIZACIONES NO GUBERNAMENTALES ........................................................ 300
Sociedad Internacional para el Estudio de Algas Nocivas ................................................. 300
International Society for the Study of Harmful Algae (ISSHA) ........................................ 300
DIRECCIONES DE CONTACTO: ................................................................................................ 301
CAPÍTULO 14: ORGANIZACIONES INTERNACIONALES Y REGIONALES RELACIONADAS CON FAN
292
Comité Científico para la Investigación Oceanográfica ..................................................... 301
Scientific Commitee on Ocean Research (SCOR) ............................................................ 301
DIRECCIONES DE CONTACTO .................................................................................................. 301
Sociedad Internacional de Toxinología (SIT) .................................................................... 301
International Society for Toxinology (IST) ...................................................................... 301
DIRECCIONES DE CONTACTO .................................................................................................. 301
Unión Internacional para la Química Básica y Aplicada .................................................... 302
International Union for Pure and Applied Chemistry (IUPAC) ........................................ 302
COMISIÓN SOBRE QUÍMICA DE LA ALIMENTACIÓN ...................................................................... 302
COMMISSION ON FOOD CHEMISTRY ........................................................................................ 302
DIRECCIONES DE CONTACTO .................................................................................................. 302
Asociación de Químicos Analíticos Oficiales .................................................................... 302
Association of Official Analytical Chemists (AOAC) ....................................................... 302
COMITÉ DE METODOLOGÍA SOBRE T OXINAS NATURALES ............................................................. 302
METHODS COMMITEE ON NATURAL T OXINS ............................................................................ 302
DIRECCIONES DE CONTACTO .................................................................................................. 303
ORGANIZACIONES LATINOAMERICANAS INTERGUBERNAMENTALES ............. 303
Organización de Estados Iberoamericanos para la Educación, la Ciencia y la Tecnología (OEI) ...... 303
DIRECCIONES DE CONTACTO .................................................................................................. 304
ORGANIZACIONES NACIONALES LATINOAMERICANAS ...................................... 304
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
293
ORGANIZACIONES INTERNACIONALES Y REGIONALES
RELACIONADAS CON PROGRAMAS Y ACTIVIDADES SOBRE
FLORACIONES ALGALES NOCIVAS
HENRIK O. ENEVOLDSEN* & ÁNGELES AGUILERA**
* IOC Science and Communication Centre on Harmful Algae, University of Copenhagen, Øster
Farimagsgade 2D, DK-1353, Copenhagen K, Dinamarca.
** COI-IEO Centro Científico y de Comunicación sobre Algas Nocivas. Instituto Español de Oceanografía. Centro Oceanográfico de Vigo. Cabo Estay, Canido. Apdo. 1552. 36280 Vigo, España.
INTRODUCCIÓN
El objetivo fundamental de este Capítulo es facilitar la comunicación de científicos y gestores con las
distintas organizaciones, tanto regionales como internacionales, que poseen programas vigentes relacionados con microalgas nocivas. Debido a los continuos cambios que sufren estos programas, tanto a
nivel de sus actividades, como de su alcance, hemos
optado por incluir información básica, con el propósito de evitar que quede obsoleta incluso antes de su
publicación. Para una información más detallada y
actualizada es necesario contactar directamente con
los organismos responsables. En este sentido, a lo
largo del texto hemos preferido conservar la terminología inglesa de sílabas y acrónimos empleados en
la denominación de las diferentes organizaciones, ya
que es la que se emplea más frecuentemente, y por
tanto, la más conocida.
Se han incluído tan sólo las organizaciones que
tienen a las microalgas nocivas entre sus líneas prioritarias y que se encuentran en la actualidad desarrollando programas de larga duración relacionados con
ellas. Existen otras organizaciones con programas a
más corto plazo en los que se encuentran implicados
las anteriores.
Una importante fuente de información, complementaria de este capítulo, es la página web del programa Harmful Algal Blooms (HAB), http//
ioc.unesco.org/hab. En ella se pueden encontrar las
últimas noticias sobre actividades en curso, tales
como: a) Publicaciones del boletín Harmful Algae
News; b) Directorio Internacional de Expertos en
Algas Tóxicas; c) Cursos intensivos y otras actividades de capacitación y comunicación organizadas por
los COI-Centros Científicos y de Comunicación sobre Algas Nocivas de Copenhague y Vigo; d) Programas internacionales de investigación sobre
ecología y oceanografía de las floraciones algales patrocinados por la COI (por ej. el incipiente programa
GEOHAB), así como enlaces para visitar páginas
webs de otros programas; d) Información sobre el
Grupo de Trabajo ICES/COI sobre Dinámica de
Floraciones de Algas Nocivas; Bases de datos de la
COI sobre eventos tóxicos (HAEDAT) y sobre sistemas de monitoreo (MONDAT), etc.
ORGANIZACIONES
GUBERNAMENTALES
Comisión Oceanográfica Intergubernamental
(COI) de la UNESCO
Intergovernmental Oceanographic
Commission (IOC) of UNESCO
La COI fué establecida por la UNESCO en 1960
para desarrollar, recomendar y coordinar programas
internacionales para la investigación científica de los
océanos, y para prestar servicios relacionados con la
explotación de los océanos a los Estados Miembros
(126 en la actualidad).
Dentro de Naciones Unidas (ONU), la COI es
la única comisión responsable de la investigación
oceánica básica. Es además la agencia focal de la
ONU para la puesta en marcha de la Agenda 21,
Capítulo 17, sobre los océanos. La COI es un cuerpo
autónomo, dentro de la UNESCO, que colabora con
otras organizaciones pertenecientes o no a la familia
de Naciones Unidas.
CAPÍTULO 14: ORGANIZACIONES INTERNACIONALES Y REGIONALES RELACIONADAS CON FAN
294
PROGRAMA DE FLORACIONES ALGALES NOCIVAS DE
LA COI (UNESCO)
Antecedentes: El Programa de «Floraciones
Algales Nocivas» (Harmful Algal Blooms, HAB) fue
iniciado por los Estados Miembros de la COI como
un subprograma del Programa IOC-FAO Ocean
Science in Relation to Living Resources Programme
(OSLR). Como consecuencia de una serie de reuniones internacionales, se diseñó un programa que cubriera aspectos tanto científicos como educativos
relacionados con las microalgas nocivas. El programa se encuentra en continuo desarrollo y, desde 1992,
es llevado a cabo conjuntamente por los países miembros de la IOC, la Secretaría de la IOC y diversas
organizaciones copatrocinadoras a través del Panel
Intergubernamental de la IOC sobre HAB (IOC
Intergovernmental Panel on HAB, IPHAB).
Objetivos: Promover la gestión eficiente de la investigación científica sobre las floraciones de algas nocivas, mejorar la comprensión de las causas que las
producen, predecir su aparición y mitigar sus efectos.
Actividades: Las actividades educativas incluyen diversos cursos prácticos sobre taxonomía, determinación de toxinas y monitoreo de especies nocivas. Se convocan y conceden becas de estudio, y se
editan manuales, guías prácticas y directorios sobre
varios temas relacionados con microplancton marino
nocivo, y una revista divulgativa sobre algas nocivas
(Harmful Algal News).
La actividad científica incluye el programa internacional COI-SCOR sobre Ecología y Oceanografía Global de las Floraciones Algales Nocivas
(GEOHAB); la organización de grupos de trabajo con
el ICES (International Council for the Exploration
of the Sea), como el ICES-IOC Grupo de Trabajo
sobre Dinámica de HABs (WGHABD) y el desarrollo de proyectos piloto relacionados con el tema.
Para facilitar la realización de los cursos y otras actividades educativas, se han establecido dos centros
de la COI de apoyo al programa HAB, los «Science
and Communication Centres on Harmful Algae»
(SCCHA), situados en la Universidad de Copenhague
y en el Centro Oceanográfico de Vigo del Instituto
Español de Oceanografía (IEO).
Las actividades operacionales incluyen iniciativas dirigidas hacia la mejora de los sistemas de protección, monitoreo, salud pública y seguridad
alimentaria.
A nivel regional, la COI organiza grupos de trabajo en el Pacífico Oeste (WESTPAC-HAB), Sudamérica (COI-FANSA), y Región de IOCaribe y
Mareas Adyacentes (COI-ANCA).
Existen diversas publicaciones sobre temas relacionados con las HABs, editadas o coeditadas por la
COI, que se pueden solicitar gratuitamente a través
de la Secretaría o de los SCCHA de Copenhague y
Vigo, o de los centros asociados WESTPAC (Japón),
y ECOHAB (EEUU). Entre dichas publicaciones se
encuentran la revista Harmful Algae News, el IOC
International Directory of Experts in Toxic and
Harmful Algae, el IOC Manual on Harmful Marine
Microalgae, así como informes varios y actas de
conferencias internacionales sobre las HABs.
Conexiones: La COI desarrolla actividades conjuntas con la Organización Mundial de la Salud
(OMS), el Programa de las Naciones Unidas para el
Medio Ambiente (PNUMA), el Consejo Internacional para la Exploración del Mar (CIEM), la SCOR,
la Sociedad Internacional de Toxinología (ITS), la
Asociación Internacional de Química Pura y Aplicada (IUPAC), y diversas instituciones de los países
miembros.
DIRECCIONES DE CONTACTO
Intergovernmental Oceanographic Commission
Harmful Algal Bloom Programme Office. UNESCO
1, rue Miollis. 75732 Paris cedex 15, Francia
Tel.: +33 1 45683983
Fax.: +33 1 40569316
e-mail: [email protected]
Web: http://ioc.unesco.org
Adriana Zingone (Chair IPHAB)
Stazione Zoologica A. Dorhn
Villa Communale, Napoli 80121, Italia
Tel.: +39 81 5833295
Fax.: +39 81 7641355
e-mail: [email protected]
Oficina Regional de Ciencia y Tecnología para
América Latina y el Caribe
Representación de la UNESCO ante el MERCOSUR
Av. Brasil 2697 p4, P.O. Box 859
11300 Montevideo, Uruguay
Tel: +598 2 7072023 / 2216
Fax: +598 2 7072140
e-mail: [email protected]
Web: www.unesco.org.uy
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
IOC Regional Secretariat for WESTPAC
196 Phaholyothin Road, Chatuchak, Bangkok 10900
Thailandia
Tel.: +66 2 5796000
Fax: +66 2 5796001
e-mail: [email protected]
IOC/WESTPAC HAB Task Team Leader
Yasuwo Fukuyo
Asian Natural Environmental Science Center
University of Tokyo. 1-1-1 Yayoi, Bunkyo-ku
Tokyo 113-8657, Japón
Tel.: +81 3 5841 2782
Fax: +81 3 38184597
e-mail: [email protected]
IOC Secretaría de la Sub-Comisión para el Caribe y
Regiones Adyacentes / IOCARIBE
Apartado Aéreo 1108
Casa del Marques de Valdehoyos
Calle de la Factoría, Cartagena de Indias
Colombia
Tel.: +575 6646399
Fax: +575 6600407
e-mail: [email protected]
COI-IEO Centro Científico y de Comunicación
sobre Algas Nocivas
Instituto Español de Oceanografía
Centro Oceanográfico de Vigo
Cabo Estay - Canido, P.O. box 1552
E-36280 Vigo, España
Tel.: +34 986 492111
Fax.: +34 986 492351
e-mail: [email protected]
IOC Science and Communication Centre on
Harmful Algae
Botanical Institute, University of Copenhagen
Oster Farimagsgade 2D, DK-1353 Copenhagen K
Dinamarca
Tel.: +45 33134446
Fax.:+45 33134447
e-mail: [email protected]
Leonardo Guzmán (Presidente COI-FANSA))
Instituto de Fomento Pesquero, Magallanes
Casilla de Correo 101, Waldo Seguel 677 Interior,
Punta Arenas, Chile
Tel: +56 61 246650 - 246555
Fax: +56 61 222 915
E-mail: [email protected]
295
Amelia La Barbera (Presidenta COI-ANCA)
Instituto Nacional de Investigaciones Agrícolas
(INIA) - Laboratorio de Toxicología
Ministerio de Ciencia y Tecnología, Av. CarúpanoCaiguire, Cumaná, Sucre, Venezuela
Tel.: +58-293-4317557
Fax: +58-293-4317557
e-mail: [email protected]
Agencia Internacional de Energía Atómica de
las Naciones Unidas
Internacional Atomic Energy Agency of the
United Nations (IAEA)
La IAEA, organización intergubernamental independiente de ciencia y tecnología de la familia de la
ONU, actúa como punto focal global para la cooperación nuclear. La IAEA asiste a los Estados Miembros, en el contexto de sus objetivos sociales y económicos, a planificar el uso de ciencia y tecnología
nuclear con fines pacíficos. La IAEA desarrolla proyectos de cooperación técnica a nivel nacional, regional e internacional, relacionados con las HAB.
Elprincipal foco de actividad es la transferencia tecnológica de ensayos de receptor competitivo para las
neurotoxinas, tales como la saxitoxina, que emplean
detección radiométrica. El Laboratorio de Medio
Ambiente Marino de la agencia en Mónaco ha dado
prioridad al uso de técnicas radioactivas para la gestión sostenible de las zonas costeras -la parte de los
océanos más cercana al uso y las necesidades humanas. Las actividades incluyen trabajos de laboratorio y de campo sobre temas tales como la contaminación de aguas costeras, las pesquerías, floraciones
algales nocivas, y las interacciones tierra/océano.
Recientemente la IAEA completó un ejercicio de planificación temática sobre «Uso de Aplicaciones Nucleares e Isotópicas para Tratar Problemas Específicos de Gestión de Zonas Costeras». Copias de este
documento marco se distribuirán a quienes lo soliciten.
DIRECCIONES DE CONTACTO
Thomas Tisue
Technical Cooperation Specialist
Department of Technical Cooperation
International Atomic Energy Agency, PO Box 100
Wagramerstrasse 5, A1190 Vienna, Austria
Tel.: +43 1 2600 26042
e-mail: [email protected]
Web: http://www.iaea.org
CAPÍTULO 14: ORGANIZACIONES INTERNACIONALES Y REGIONALES RELACIONADAS CON FAN
296
Florence Boisson
International Atomic Energy Agency
Marine Environment Laboratory
4 Quai Antoine Ier, BP 800, MC 98012
Monaco Cedex
Principado de Mónaco
Tel.: +377 97 977264
Fax: +377 97 977273
Web: http://www.iaea.org/monaco
alimentarios. El SPS cita los estándares, directrices
y recomendaciones del Código Alimentario como las
medidas internacionales preferentes para facilitar el
comercio internacional de alimentos. Así pues, los
estándares del Codex se han convertido en el punto
de referencia que sirve para evaluar las directrices y
regulaciones nacionales dentro del marco legal de la
Ronda de Acuerdos de Uruguay. El Código
Alimentario incluye directrices sobre toxinas algales.
Dirección: http://www.codexalimentarius.net/
Organización de las Naciones Unidas para la
Agricultura y la Alimentación (FAO)
Conexiones : Comisión WHO-FAO C o d e x
Alimentarius; Comité de Expertos sobre Aditivos Alimenticios (Joint Expert Committee on Food Additives,
JECFA)
Food and Agricultural Organization of the
United Nations (FAO)
Antecedentes y Actividades: La FAO se fundó en 1945 con objeto de mejorar: la nutrición y el
nivel de vida, la productividad agrícola y las condiciones de vida de las poblaciones rurales. Hoy día, la
FAO es una de mayores agencias especializadas de
Naciones Unidas, que lidera la gestión científica para
el desarrollo agrícola, forestal, del medio rural y de
las pesquerías. FAO tiene 183 estados miembros y
una organización miembro, la Unión Europea.
El Codex Alimentarius se ha convertido en el
punto de referencia global para consumidores, productores y transformadores de los alimentos, agencias nacionales de control alimentario y el comercio
internacional de alimentos.El Codex Alimentarius
brinda una oportunidad única para que todos los países se adhieran a la comunidad internacional en la
formulación y armonización de estándares
alimentarios y su aplicación global. La resolución 39/
248 de las Naciones Unidas recomienda que: «Los
gobiernos deberán tener en cuenta la seguridad
alimentaria de todos los consumidores, y apoyar, en
la medida de lo posible adoptar los estándares establecidos por el Codex Alimentarius de la FAO y de
la Organización Mundial de la Salud»
El Código Alimentario es de gran relevancia para
el comercio internacional de alimentos. Para el siempre creciente mercado global, son obvias las ventajas que supone el poseer estándares de calidad
alimentaria universales para la protección de los consumidores. Por ello, no es de sorprender que tanto el
«Acuerdo para la Aplicación de Medidas Sanitarias
y Fitosanitarias (SPS)» como el «Acuerdo sobre Barreras Técnicas al Comercio (TBT)» apoyen la armonización internacional de los estándares
DIRECCIONES DE CONTACTO
Uwe Barg
Food and Agriculture Organization (FAO)
Fishery Resources and Environment Division
Room NF 517.
Vialle delle Terme di Caracalla
00100 Roma, Italia
Tel: +39 06 52253454
Fax:: +39 06 52253020
Telex: 610181FAOI
e-mail: [email protected]
Web: www.fao.org
Oficina Regional para América Latina
Roberto Samanez Mercado
Jefe de Operaciones y Proyectos
Dag Hammarskjold 3241
Vitacura, Santiago, Chile
Tel.: +562 337 2168
e-mail: [email protected]
Organización Mundial de la Salud (OMS)
World Health Organization (WHO)
La Organización Mundial de la Salud es una agencia de Naciones Unidas cuya misión específica es la
protección de la salud pública. La función de la agencia es proteger al consumidor frente a las exposiciones a efectos adversos causados por riesgos
alimentarios. El artículo 2 (u) de la Constitución de la
OMS da el mandato para desarrollar, establecer y
promover estándares internacionales para los alimentos. OMS siempre ha reconocido que el acceso a
alimentos adecuados, nutritivos y seguros constituye
un derecho de los individuos. Su objetivo es que to-
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
dos los pueblos mejoren su nivel de vida y para ello,
la calidad de los alimentación es un importante prerequisito.
El Programa Internacional sobre Seguridad de
Productos Químicos (International Programme on
Chemical Safety IPCS) se estableció para asesorar
sobre los riesgos de la exposición a agentes químicos, tanto naturales como sintéticos, para la salud y
el medio ambiente.
Objetivos: El IPCS se estableció en 1980 como
un programa conjunto de tres organizaciones: la Organización Mundial del Trabajo (OMT), el Programa
de las Naciones Unidas para el Medio Ambiente
(PNUMA) y la OMS, para poner en marcha actividades relacionadas con la seguridad de productos
químicos.
La OMS es la Agencia Ejecutiva del IPCS, cuyas funciones principales son; a) establecer las bases científicas para el empleo seguro de productos
químicos, y b) reforzar las capacidades y capacitaciones nacionales para el empleo seguro de productos químicos.
El Programa de Sanidad Alimentaria (PSA) de
la OMS, establecido en 1978, tiene como objetivo el
reducir la carga de enfermedades asociadas a los
alimentos. Para alcanzar esta meta, las funciones del
PSA son: a) reducir la carga global de enfermedades
transmitidas por los alimentos; b) abogar por un enfoque humano de la producción y comercio de los
alimentos; c) minimizar el impacto de nuevos riesgos
alimentarios; d) suministrar las bases científicas para
establecer los estándares de salubridad de los alimentos; e) Dar más importancia a la salubridad de los
alimentos como tema sanitaria; f) incrementar las capacidades de los países para mejorar la salubridad de
los alimentos.
297
El Departamento de Protección Medioambiental
Humana» de la OMS ha enviado a publicar las «Directrices sobre Calidad de Aguas Potables» y las «Directrices para la utilización segura de Aguas de Recreo», y está trabajando en la preparación de las «Directrices sobre la Calidad de Aguas para
Desalinización». Todas estas publicaciones tratan el
tema de las algas nocivas y las toxinas algales.
El Programa de Salubridad de los Alimentos ha
estado involucrado en enfermedadas transmitidas por
los alimentos causadas por biotoxinas. En 1981, se
convocó un grupo de trabajo sobre los aspectos de
salud pública de las intoxicaciones por productos
marinos. En 1984, la OMS publicó «Paralytic Shellfish
Poisoning» (publicación en offset nº 79) para ayudar
a prevenir los brotes de PSP en los consumidores.
En 1989, la OMS desarrolló un asesoramiento sobre
aspectos de salud pública de enfermedades causadas por zootias de alimentos marinos, y dió una serie
de recomendaciones que incluyen: a) la necesidad
de desarrollar métodos de control de toxinas algales
en los productos marinos; b) dar pasos para armonizar los niveles de tolerancia de toxinas algales en los
productos marinos e investigar sobre las medidas para
prevenir la ciguatera. En 1997, un Grupo de Estudio
FAO/NACA/WHO sobre temas de salubridad de los
alimentos asociados con productos dela acuicultura
concluyó que el riesgo que representan para la salud
humana las ficotoxinas en peces y crustáceos de
cultivo era muy bajo.El PSA ha publicado ejemplos
de peces y crustáceos venenosos, e ilustraciones y
notas para la identificación de estas especies en
internet (http://www.who.int/fsf/fish/index.html).
Conexiones: Comité Conjunto FAO-WHO sobre Aditivos de los Alimentos (JECFA) y la Comisión de WHO-FAO para el Codex Alimentarius.
DIRECCIONES DE CONTACTO
Actividades: En 1984, el IPCS publicó un trabajo sobre «Criterios de Salud Medioambiental en
relación con Biotoxinas Acuáticas (Marinas y de
Agua Dulce)»(documento nº 37). Este trabajo incluía
las toxinas más importantes, como el grupo de las
toxinas paralizantes (PSP), diarreicas (DSP), y las
toxinas de la ciguatera (CFP). IPCS-WHO publica
las series de trabajos sobre «Criterios de Salud
Medioambiental» (Environmental Health Criteria
EHC), y de « Directrices para la Salud y la Seguridad (Health and Safety Guides, HSGs).
J. Herrman
WHO Joint Secretary of JECFA
IPCS/World Health Organization
CH-1211 Geneva 27, Suiza
Tel.: +41 22 7913569
Fax.: +41 22 7914848
e-mail: [email protected]
Web.: http://www.who.int/pcs
CAPÍTULO 14: ORGANIZACIONES INTERNACIONALES Y REGIONALES RELACIONADAS CON FAN
298
Jamie Bartram
World Health Organization, Water, Sanitation and Health
Department of Protection of the Human Environment
20 Av. Appia, CH-1211 Geneva 27, Suiza
Fax: +41 22 7914159
E-mail: [email protected]
Website: http://www.who.int/water_sanitation_health/
Hajime Toyofuku
Food Safety Programme
SDE/PHE, World Health Organization
20 Av. Appia, CH-1211 Geneva 27, Suiza
Tel.: +41 22 7914807; 3556
E-mail: [email protected]
Website: http://www.who.int/fsf
Organización Panamericana de la Salud (OPS)
WHO Regional Office in the Americas
525 Twenty-third Street, N.W.
Washington D.C. 20037, EEUU
Tel: 1 202 9743396
Fax: 1 202 9743379
Web: http://www.paho.org
Organización Marítima Internacional (OMI)
International Maritime Organization (IMO)
Antecedentes: La Organización Marítima Internacional es la Agencia Especializada de las Naciones Unidas que desarrolla y administra el régimen
regulatorio internacional para la seguridad marítima
y la prevención de polución por los barcos. La función de la OMI se puede resumir con el slogan «A
Barcos más Seguros-Océanos más Limpios» o «Proteger a los Navegantes del Mar-Proteger al Mar de
los Navegantes». Además de su papel de Secretaría
de Convención, la agencia también suministra asistencia técnica y cooperación a los países en desarrollo para ayudarles en la puesta en marcha de sus convenciones.
Existen evidencias de que los organismos acuáticos se pueden trasladar de un extremo a otro de los
mares y océanos a través del agua de lastre de los
barcos, provocando importantes problemas medioambientales y de salud. Muchos de los países miembros
de la IMO han expresado su preocupación sobre el
posible arrastre y difusión a sus áreas costeras de
microorganismos fitoplanctónicos tóxicos (principalmente dinoflagelados) mediante este sistema, lo que
podría ocasionar intoxicaciones y muertes por con-
sumo de alimentos contaminados, el cierre periódico
de granjas marinas, la aparición de mareas rojas, así
como pérdidas económicas asociadas a posibles restricciones en las exportaciones.
La OMI ha respondido al problema de las aguas
de lastre con las siguientes iniciativas: a) Formación
de un Grupo de Trabajo de Agua de Lastre que depende del Comité de Protección Medioambiental
Marina (MEPC); b) Adopción de directrices para el
control y gestión de aguas de lastre para minimizar la
transferencia de organismos acuáticos nocivos y
patógenos (Resolución de la Asamblea A.868(20),
en lo sucesivo referida como Directrices OMI; c)
Desarrollo de un nuevo instrumento legal internacional para la gestión de aguas de lastre conocido como
«Convención Internacional para el Control y Gestión
de Aguas de Lastre y Sedimentos» (en lo sucesivo
referida como Convención sobre las Aguas de
Lastre) que será considerada para su adopción por
la Conferencia Diplomática de la OMI a finales del
2003; y d) Unificación de esfuerzos con la Instalación Medioambiental Global (Global Environment
Facility, GEF) y el programa PNUMA de las Naciones Unidas, para asistir a los países en desarrollo en
la puesta en marcha de las Directrices OMI y prepararse para la «Convención sobre las Aguas de Lastre» a través del Programa Global para Gestión de
Aguas de Lastre (GloBallast).
Directrices OMI
Mientras no se adopte la nueva Convención de
las Aguas de Lastre, los gobiernos y las industrias
navales deberían aplicar las Directrices OMI como
estándares internacionales para la gestión de aguas
de lastre. Las Directrices están publicadas en la página web de la OMI http://globallast.imo.org.
Nueva Convención
La nueva Convención sobre las Aguas de Lastre proveerá a la comunidad internacional de un régimen regulatorio uniforme y estandarizado para la
gestión global de las aguas de lastre. Se espera que
la Convención sea adoptada por una Conferencia Diplomática de la OMI a finales del año 2003. El borrador de la Convención también se puede encontrar en
la página web de la OMI.
Programa GloBallast
Antes de la adopción de la nueva Convención
de las Aguas de Lastre, la OMI ha aunado sus es-
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
fuerzos con la GEF y el PNUMA para poner en
marcha el Programa de Gestión Global de las Aguas
de Lastre (GloBallast). Los Objetivos para el Desarrollo de este programa de cooperación técnica son:
la asistencia a los países en desarrollo para a) reducir la transferencia de organismos acuáticos nocivos
y patógenos por las aguas de lastre; b) poner en marcha las Directrices OMI existentes, y c) prepararse
para poner en marcha la Convención de las Aguas
de Lastre. Las actividades también incluyen iniciativas para el fortalecimiento de las instituciones y capacitación.
La página web de la «Asociación Internacional
de Armadores Independientes de Buques Cisterna»
(INTERTANKO), presenta perfiles de legislaciones,
regulaciones y requerimientos nacionales sobre aguas
de lastre (www.intertanko.com/tankerfacts/
environmental/ballast/ballastreq.htm).
Conexiones: El ICES-IOC-IMO Grupo de Estudio sobre Lastre de Barcos y otros Vectores Navales (SGBOSV); Programa Global sobre Especies
Invasivas (GISP); Programa del PNUMA sobre
Mares Regionales, y los Proyectos GEF sobre Aguas
Internacionales.
DIRECCIONES DE CONTACTO
International Maritime Organization
Director, Marine Environment Division
4 Albert Embankment
London SE1 7SR
Reino Unido
Tel.: +44 020 7735 7611
Fax.: +44 020 7587 3210
Web: http:/www.imo.org
Consejo Internacional para la Exploración
del Mar (CIEM)
International Council for the Exploration of
Sea (ICES)
Antecedentes: EL CIEM es una organización
científica internacional creada para el estudio y salvaguardia de los ecosistemas marinos y recursos vivos del Atlántico Norte. Fundado en 1902, es la organización intergubernamental de ciencias marinas
más antigua del mundo, y constituye un foro líder en
la promoción, coordinación y diseminación de la investigación sobre los sistemas físicos, químicos y biológicos en el Atlántico Norte y asesora sobre impac-
299
tos humanos en el medio, y en particular sobre los
efectos de las pesquerías en el nordeste Atlántico.
Una de las principales tareas del CIEM, desde la
década de los 70, ha sido suministrar información científica y asesoramiento en respuesta a los solicitudes
de comisiones internacionales y regionales de regulación, la Comisión Europea y los gobiernos de sus
estados miembros en relación con la explotación sostenible de las pesquerías y la protección
medioambiental.
Las algas nocivas requieren una atención especial, debido a su posible impacto tanto en el terreno
económico como en el social, lo que las distingue de
otras floraciones masivas inocuas. El ICES, gracias
a su organización de tipo multidisciplinar, juega un
importante papel sobre este tema entre los países
miembros.
Actividades: El grupo de trabajo ICES/IOC sobre Dinámica de Floraciones Algales Nocivas
(WGHABD) centraliza la principal actividad sobre
algas nocivas que desarrolla esta organización.
Sin embargo, existen otros grupos sobre temas
relacionados, como el Grupo de Trabajo ICES de
Ecología Fitoplanctónica (WGPE), el Grupo de Estudio ICES/IOC sobre un Listado de Fitoplancton y
otras Protistas, el Grupo de Trabajo de Oceanografía
de Mares Costeros (WGSSO), el Comité de Oceanografía (OC), el Comité del Báltico (BC), y el Comité Asesor sobre el Medio Marino (ACME). Varios miembros del ICES son participantes activos en
el programa GEOHAB, lo que se refleja en el desarrollo de otras iniciativas en el ICES, tales como el
Grupo de Estudio para la puesta en marcha del Programa GEOHAB en el Báltico, y el Grupo de Estudio de Modelizado de Interacciones Físicas/Biológicas, cuyo trabajo incluye el desarrollo de modelos de
floraciones de algas nocivas.
DIRECCIONES DE CONTACTO
ICES Secretariat
Harry Dooley
Palaegade 2-4, DK-1261 Copenhagen K
Dinamarca
Tel.: +45 33 154225
Fax.: +45 33 934215
e-mail: [email protected]
Web: http://www.ices.dk
CAPÍTULO 14: ORGANIZACIONES INTERNACIONALES Y REGIONALES RELACIONADAS CON FAN
300
Jennifer Martin (Chair WGHABD)
ICES/IOC Working Group on Harmful Algal Bloom
Dynamics
Fisheries & Oceans Canada
Biological Station
531 Brandy Cove Rd., St. Andrews, NB
Canada E5B 2L9
Tel: +1 506 529 5921
Fax: +1 506 529 5862
e-mail: [email protected]
ORGANIZACIONES
GUBERNAMENTALES NO
ESPECIALIZADAS QUE FINANCIAN
INVESTIGACIONES RELACIONADAS
CON HAB
DIRECCIONES DE CONTACTO:
DG Research-EUROHAB
Elizabeth Lipiatou
Environment and Sustainable Development
Programme, Policy Aspects, European
Commission,Directorate-General for Research
Rue de la Loi 200, B-1049 Brussels, Bégica
Tel.: + 32 2 2966286
Fax.: +32 2 2963024
e-mail: [email protected]
ORGANIZACIONES NO
GUBERNAMENTALES
Sociedad Internacional para el Estudio de
Algas Nocivas
Comisión de las Comunidades Europeas
(CCE). Unión Europea
International Society for the Study of
Harmful Algae (ISSHA)
Commission of the European Communities
(CEC). European Union
Antecedentes: La ISSHA se fundó en 1997, en
respuesta a una solicitud de la COI de la UNESCO
para el programa internacional HAB. La sociedad
está afiliada a la familia de organizaciones ICSU como
parte constituyente de la IUBS (International Union
of Biological Sciences = Unión Internacional de Ciencias Biológicas) a través de la IABO (International
Association of Biological Oceanography). El objetivo de la sociedad es avanzar en el conocimiento
mediante la promoción y búsqueda de todos los aspectos relacionados con el estudio de las algas nocivas, y diseminar ampiamente los resultados de investigación.
Antecedentes: La CEC financia una cantidad
ingente de programas, algunos de los cuales pueden
estar directamente relacionados con las algas nocivas. Para una información más concreta sobre los
mismos se puede consultar la página Web que esta
organización tiene abierta en la dirección http://
eurunion.org. De la misma manera, existen actividades en funcionameiento cuyo objetivo fundamental es
incrementar la cooperación entre América del Sur y
Europa facilitando la realización de estancias, doctorados y post-doctorados en Euro pa.
En 1999 se estableció EUROHAB, la “Iniciativa
Europea sobre Floraciones Algales Nocivas”, formulada para generar y coordinar la investigación requerida para optimizar la gestión de los efectos de estos
episodios en aguas marinas y salobres de Europa.
La iniciativa EUROHAB es un «paraguas» que
incluye los proyectos medioambientales sobre algas
nocivas financiados por el V Programa Marco. La
Comisión Europea promueve, a través de
EUROHAB, la investigación avanzada y la creación
de redes de comunicación sobre temas HAB que se
necesitan en Europa en coordinación con actividades nacionales relevantes.
Actividades: Las actividades incluyen la promoción del estudio de algas nocivas, incluyendo su
aparición, factores oceanográficos relacionados,
ecofisiología, taxonomía y sistemática, genética, química de las toxinas, toxicología, gestión y mitigación;
colección, evaluación y diseminación de información
sobre algas nocivas; promoción de la investigación
sobre algas nocivas, formación y extensión, para fomentar iniciativas relacionadas de gestión y mitigación; desarrollo de material divulgativo para hacer
tomar conciencia a los ciudadanos sobre los problemas sociales, econonómicos y ecológicos causados
las HAB; organización y copatrocinio de conferencias nacionales, regionales e internacionales, seminarios, congresos y grupos de trabajo; organización
de cursos y seminarios; publiacación de artículos científicos y divulgativos; apoyo y puesta enmarcha de
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
proyectos de investigación y programas relacionados con las algas nocivas.
DIRECCIONES DE CONTACTO:
Karen Steidinger (President)
Forida Marine Research Institute,
100 8th Ave. S.E., St Petersburg, FL 33712, EEUU
Fax :+1 727 823 0166
e-mail: [email protected]
Stephen Bates (Secretary)
Fisheries and Oceans Canada
Gulf Fisheries Centre, PO Box 5030, Moncton,
NB E1C 9B6, Canada
Fax: +1 506 851 2079
e-mail: [email protected]
Web: http://www.cbr.nrc.ca/issha/
Comité Científico para la Investigación
Oceanográfica
Scientific Commitee on Ocean Research
(SCOR)
Antecedentes: Como parte de su objetivo de
promover la colaboración internacional sobre ciencias marinas, el SCOR organiza grupos de trabajo
reducidos cuyos objetivos deben ser cumplidos en
plazos no superiores a los cuatro años. En el campo
de las algas tóxicas, el estudio de los factores fisiológicos implicados en la aparición de estos organismos
es un área prioritaria de todos los grupos de trabajo
que se han organizado.
Actividades: El grupo de trabajo SCOR-IOC 97
sobre Ecología Fisiológica de HAB recomendó la
creación de un gran programa de investigación sobre
Ecología y Oceanografía Global de las HAB
(GEOHAB), que actualmente desarrolla la colaboración científica entre COI y SCOR.
Conexiones: Programa GEOHAB, que tiene
representación en el Panel Intergubernamental de la
COI sobre las HAB (IPHAB).
DIRECCIONES DE CONTACTO
Dr. Ed Urban
Executive Director, SCOR
Department of Earth and Planetary Sciences
125 Olin Hall, San Martin Drive
301
The Johns Hopkins University
Baltimore, MD 21218, EE.UU.
Tel: +1 410 516 4070
Fax: +1 410 516 4019
E-mail: [email protected]
Web: http://www.jhu.edu/scor
Sociedad Internacional de Toxinología (SIT)
International Society for Toxinology (IST)
Antecedentes: La IST es una organización científica dedicada al estudio de toxinas procedentes de
animales, plantas y microorganismos y sus antídotos.
Estos estudios incluyen los aspectos químicos,
bioquímicos, farmacológicos, clínicos y terapeúticos
de los envenenamientos, y cuenta con más de 600
miembros repartidos entre 57 países.
Objetivos: Uno de los principales objetivos de
la IST es la investigación sobre algas tóxicas, incluyendo las floraciones de algas nocivas, la ciguatera y
otros envenenamientos e intoxicaciones causadas por
ingestión de ficotoxinas, etc. Un aspecto importante
es el intercambio de resultados en las reuniones organizadas por la Sociedad, como los congresos sobre
farmacología marina.
Actividades: Periódicamente se organizan congresos internacionales y la Sociedad edita su propia
revista, Toxicon (fundada en 1962).
Conexiones: Presenta actividades comunes con
la WHO, ESF, ISF y con otras instituciones de los
países miembros.
DIRECCIONES DE CONTACTO
Hervé Rochat (IST President )
Faculté de Médicine, Sécteur Nord, Biochimie
Boulevard Pierre Dramard, F-13916
Marseille Cedex 20, France
Tel.: +33 4 9151 2848
Fax: +33 4 9165 7595
E-mail: [email protected]
Dietrich Mebs (Secretary)
Zentrum der Rechtsmedizin, University of Frankfurt
Kennedyallee 104, D-60596 Frankfurt, Alemania
Tel.: +49 69 6301 7563
Fax: +49 69 6301 5882
E-mail: [email protected]
CAPÍTULO 14: ORGANIZACIONES INTERNACIONALES Y REGIONALES RELACIONADAS CON FAN
302
Unión Internacional para la Química Básica y
Aplicada
International Union for Pure and Applied
Chemistry (IUPAC)
COMISIÓN SOBRE QUÍMICA DE LA ALIMENTACIÓN
COMMISSION
ON
F OOD CHEMISTRY
Antecedentes: La comisión de la IUPAC para
la química de los alimentos está formada por distintos grupos de trabajo cuyas actividades se encuentran centradas fundamentalmente en a) micotoxinas,
b) biotoxinas acuáticas, c) d) análisis elementales e)
toxinas naturales (plantas), f) hidrocarburos halógenos
como contaminantes ambientales, g) drogas animales, y h) efectos del procesado de alimentos. El grupo de trabajo sobre Biotoxinas Acuáticas es el encargado de coordinar todas las actividades de la
IUPAC relacionadas con contaminaciones, tanto en
alimentos como en agua, causadas por biotoxinas
acuáticas, incluyendo las ficotoxinas.
Objetivo: El principal objetivo de la Comisión
sobre Química de la Alimentación es patrocinar proyectos que fomenten la cooperación internacional.
Actividades: La Comisión patrocina una serie
de Congresos sobre micotoxinas y/o ficotoxinas.
Cada grupo de trabajo desarrolla proyectos sobre metodología química, estudios relacionados con dicha
metodología, vigilancia en la alimentación, etc. cuyos
resultados son resumidos y publicados.
Existen otros proyectos previos de la Comisión
relacionados con toxinas acuáticas que han dado lugar a publicaciones. Dentro de ellos se incluyen las
regulaciones mundiales para ficotoxinas, las
ficotoxinas que conciernen a la salud pública, métodos sobre detección de ficotoxinas, al igual que estudios sobre ensayos para ciguatera utilizando método
inmunológicos. Las actas de los congresos y los informes periódicos son patrocinados por la IUPAC y
publicados en revistas científicas.
El grupo de trabajo sobre Biotoxinas Acuáticas
de la Comisión inicia y dirige la investigación sobre
biotoxinas acuáticas tanto en el agua como en los
alimentos, al igual que sobre sus métodos de análisis;
establece los criterios de pureza y estabilidad de las
toxinas; recoge y evalúa datos relativos a la incidencia, regulación, niveles y fuentes de contaminación
de agua y alimentos por biotoxinas acuáticas; cola-
bora con otras organizaciones internacionales implicadas en el tratamiento de las consecuencias que se
derivan de la exposición humana a dichas toxinas, y
planifica y dirige congresos sobre toxinas acuáticas.
Conexiones: Trabaja en estrecha relación con
la Asociación de Químicos Analíticos Oficiales
(AOAC) sobre metodología y validación de resultados. También trabaja coordinadamente con el Codex
Alimentarius de la FAO, con el Bureau Comunitario
de Materiales de Referencia (BCR) de la Comisión
de la Unión Europea y es miembro del Panel Intergubernamental sobre HAB.
DIRECCIONES DE CONTACTO
Michael Page
University of Huddersfield
Department of Chemistry
School of Applied Sciences
Huddersfield, HD1 3DH, Reino Unido
Tel.: +44 1484 472169
Fax: +44 1484 472182
e-mail: [email protected]
John Gilbert
Food Chemistry Commission Secretary
Central Science LaboratorySand Hutton
York, YO41 1LZ , Reino Unido
Tel: +44 1904 462424
Fax: +44 1904 462426
e-mail: [email protected]
Asociación de Químicos Analíticos Oficiales
Association of Official Analytical Chemists
(AOAC)
COMITÉ DE METODOLOGÍA SOBRE T OXINAS NATURALES
METHODS COMMITEE ON NATURAL TOXINS
Antecedentes: El programa internacional sobre
Métodos Oficiales de la AOAC coordina el desarrollo y validación de métodos analíticos, químicos y
microbiológicos, llevados a cabo por científicos que
trabajan tanto para el gobierno como la para la industria y las universidades. Los candidatos al status de
la AOAC están sujetos a colaborar en estudios que
impliquen un mínimo de ocho laboratorios y a trabajar de acuerdo con protocolos internacionalmente
reconocidos y puestos a punto en común. Las
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
303
metodologías propuestas son revisadas en primer lugar por un experto (denominado Evaluador General)
y por asesores en estadística y seguridad, y posteriormente son presentadas a un Comité de Expertos
sobre Toxinas Naturales. Los métodos aprobados son
publicados por el Journal of AOAC International.
el Comité de la Real Sociedad de Metodología de
Química Analítica, el Comité Nórdico para Análisis
de los Alimentos, el Comité sobre Métodos de Análisis y Muestreos, y muchos más.
El Comité es responsable, a su vez, de dirigir y
coordinar el desarrollo de los métodos de detección y
cuantificación de micotoxinas, toxinas vegetales y
toxinas marinas en los alimentos, así como de asegurar su validación. Serán recomendados por la AOAC
aquellos métodos que demuestren suficiente precisión, exactitud y especificidad.
AOAC Sección de América Latina y el Caribe
Presidente Dr. Alfredo Montes Nino
Xenobióticos SRL
Bolivia 5826, Buenos Aires 1419, Argentina
Tel.: +541 5730010
Fax: +541 5731287
Objetivo: Proporcionar métodos de análisis de
toxinas naturales que hayan sido probados en el laboratorio debido a sus características de precisión,
exactitud, sensibilidad, rango y especificidad.
Actividades: Revisar y recomendar temas de
Referencia General, como las Referencias Generales sobre Toxinas del Marisco y las Referencias Asociadas sobre temas como la ciguatera, las toxinas
peptídicas de cianobacterias, y las toxinas paralizantes, diarreicas y amnésicas (PSP, DSP y ASP).
El Comité revisa metodologías propuestas, y colabora en estudios sobre protocolos, como el método
de Fase Sólida Mediante Inmunobeads para la Detección de Ciguatera en Peces, o el de Cromatografía
Líquida de Alta Eficacia (HPLC) para la detección
del ácido domoico, etc.
Asimismo, publica informes generales que resumen las actividades y la bibliografía anual de la revista de la AOAC. Patrocina congresos de interés general en la reunión anual AOAC International, como
la de Métodos Analíticos para Toxinas del Marisco.
Publica trabajos revisados en el Journal of AOAC
International sobre metodologías, como las comparaciones entre el bioensayo de ratón y los bioensayos celulares para la ciguatera, la cromatografía líquida para la detección de ácido domoico, la reconstitución de los canales de sodio o los
radioinmunoensayos como sistema de detección de
toxinas marinas, así como las técnicas basadas en la
oxidación pre-columna para la detección de
saxitoxina.
Conexiones: Existen actividades comunes con
la Comisión sobre Química de los Alimentos de la
IUPAC, la Organización Internacional de Standards,
DIRECCIONES DE CONTACTO
AOAC Methods Coordinator
Scott G. Coates
481 N. Frederick Ave, Suite 500
Gaithersburg, MD 20877-2417, EEUU
Telephone: +1 301 9247077
Fax: +1 301 9247089
e-mail: [email protected]
AOAC General Referee for Phycotoxins
(Seafood toxins)
Michael A. Quilliam
Institute for Marine Biosciences
National Research Council Canada
1411 Oxford Street
HaliFax, Nova Scotia B3H 3Z1
Canadá
Tel.: +1 902 4269736
Fax.: +1 902 4269413
e-mail.: [email protected].
ORGANIZACIONES
LATINOAMERICANAS
INTERGUBERNAMENTALES
Organización de Estados Iberoamericanos
para la Educación, la Ciencia y la Tecnología
(OEI)
Antecedentes: OEI es un organismo internacional para la cooperación entre los países iberoamericanos en el campo de la educación, la ciencia, la
tecnología y la cultura. A partir de la I Conferencia
Iberoamericana de Jefes de Estado y de Gobierno
(Guadalajara, 1991), la OEI ha promovido y convocado las Conferencias de Ministros de Educación,
como instancia de preparación de esas reuniones
cumbres, haciéndose cargo también de aquellos pro-
CAPÍTULO 14: ORGANIZACIONES INTERNACIONALES Y REGIONALES RELACIONADAS CON FAN
304
gramas educativos, científicos o culturales que le son
delegados para su ejecución.
Objetivo: facilitar las relaciones entre ciencia,
tecnología y sociedad en los países iberoamericanos,
analizando las implicaciones del desarrollo científicotécnico desde una perspectiva social y aumentando
su valoración y la comprensión de sus efectos por
todos los ciudadanos. Asimismo, promueve la vinculación de los planes de educación, ciencia, tecnología
y cultura y los planes y procesos socio-económicos
que persiguen un desarrollo al servicio del hombre,
así como una distribución equitativa de los productos
culturales, tecnológicos y científicos.
Actividades: Aunque en la actualidad no se conoce ningún programa directamente relacionado con
algas nocivas, la OEI, en su programa de Ciencia,
Tecnología y Sociedad establece nexos y programas
de trabajo conjuntos con otras instituciones similares,
facilitando el desarrollo de programas de investigación entre países iberoamericanos.
DIRECCIONES DE CONTACTO
Oficina Regional en Colombia
Programas y Proyectos Especiales
Calle 67 nº 3-16
Santa Fe de Bogotá, Colombia
Tel.: 346 41 00 - 346 41 14
Fax: 346 41 66
E-mail: [email protected]
Web: www.oei.es
Oficina Regional en Argentina, Sede
Avenida Santa Fe 1461 2do piso
1060 Buenos Aires, Argentina
Tel.: 813-0033/34
Fax: 811-9642
Email: [email protected]
Web. www.oei.es
ORGANIZACIONES NACIONALES
LATINOAMERICANAS
En cada país iberoamericano existen diversas
Agencias, Secretarías y/o Ministerios de Ciencia y
Tecnología cuyo propósito es formular políticas, planes, programas, medidas e instrumentos para el desarrollo de la ciencia, la tecnología y la innovación.
Todas estas iniciativas pretenden impulsar y promover la investigación, la aplicación, el financiamiento y
la transferencia de conocimientos científico-tecnoló-
gicos como instrumento para el aumento de la calidad de vida y de la productividad social. Asímismo,
incentivan la cooperación y la gestión de recursos en
el ámbito internacional y coordinan las acciones con
los organismos vinculados a la actividad científicotecnológica.
Dichos organismos financian programas de investigación de toda índole entre los cuales se encuentran diversos proyectos específicos relacionados con
microalgas tóxicas. Debido a que no siempre es posible acceder a los programas en curso y a la variabilidad de los mismos en cuanto a su duración, creemos que lo mejor es proporcionar las direcciones de
los principales organismos a los que se pueden dirigir
las solicitudes de ayuda en un intento de que dicha
información no pierda validez en un período de tiempo corto.
ARGENTINA
Secretaría de Estado para la Tecnología, la Ciencia y
la Innovación Productiva-SETCIP
Av. Córdoba 831, 2do. Piso
1054 Buenos Aires
Tel : (541) 43112028/3131366/3131477
Fax: (541) 43138364
Web: www.secyt.gov.ar
BRASIL
Esplanada dos Ministérios
Bloco “E”, 4º andar, Sala 462
70070 Brasilia, D.F.
Tel: (5561) 2230068/2252793
Fax: (5561) 2256785
Conselho Nacional de Desenvolvimiento Cientifico e
Tecnológico CNPq
Avda. W/3 Norte, SEPN-Q 507, Bloco B
Caixa Postal 6186
Brasilia D.F., CEP 70740, Brasil
Tel: (5561) 348900
Fax: (5561) 2741950
E-mail: [email protected]
Web: www.cnpq.br
CHILE
Comisión Nacional de Investigación Científica y
Tecnológica-CONICYT
Canadá 304, Providencia, Santiago 21, Chile
Tel: (562) 22744537/2047541
Fax: (562) 2096729
Casilla de Correo 297-V
Web: www.conicyt.cl
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
305
PERU
URUGUAY
Consejo Nacional de Ciencia y Tecnología/
CONCYTEC
Av. Canadá No. 1460, Lima 41, Perú
Tel: (5114) 728081
Fax: (5114) 728081
Apartado 1984, Lima 100
Web: www.concytec.gob.pe
Dirección Nacional de Ciencia, Tecnología e Innovación / DINACYT
Reconquista 535 p 7.
11100 Montevideo, Uruguay
Tel: (5982) 9161016
Fax: (5982) 9165483
E-mail: [email protected]. uy
Web: www.conicyt.gub.uy
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
307
ÍNDICE TAXONÓMICO
A
A. excavatum. Ver Alexandrium tamarense
Adelomelon
ancilla 243
Aequipecten
tehuelchus 199, 201
Amphora 169
coffeaeformis 169, 190
Anabaena
flos-aquae 229
Anaulus
australis 224
Argobuccinum 243
Alexamdrium
tamarense 204
Argopecten
purpuratus 264, 267
Alexandrium 23, 27, 31, 42, 58, 84, 134, 135, 136,
137, 141, 225, 259
acatenella 135, 137, 138
Artemia 165
salina 24, 229
catenella 27, 58, 59, 135, 137, 138, 139, 212,
239, 241, 242, 243, 244, 245, 247, 248, 249, 251,
252, 254, 259
concavum 137
excavatum 137, 138
fraterculus 27, 137, 139, 140, 224, 225,
272, 283
fundyense 135
kutnerae 137, 140
minutum 23, 32, 134
monilatum 142
ostendfeldii 25 , 141
peruvianum 137, 141
tamarense 27, 39, 135, 137, 138, 199, 200, 201,
202, 203, 205, 206, 211, 212, 213, 222, 226, 272,
274, 275, 276, 278, 286
taylorii 24
tropicale 137, 141
Asterionellopsis
glacialis 221, 226, 283
Aulacomya
ater 67, 199, 201, 239, 241, 242, 243, 244, 248,
249
Aureococcus
anophagefferens 160
B
Brevoortia
tyranus 228
C
Cancer
magister 172
Cerataulina
pelagica 169
Alexandrium spp 41, 45
Ceratium 135
Ameginomya
antiqua 201
Cochlodinium 147
Amphidinium 34, 147, 148, 149
carterae 149, 150, 229
klebsii 149, 150
operculatum 148, 149, 150
pelagicum 148
Amphidoma 241
Amphisolenia 128, 135
Concholepas
concholepas 28
Coscinodiscus 280
centralis 169
concinnus 169
wailesii 24
Cylindrospermopsis 222
raciborskii 59, 229
ÍNDICE TAXONÓMICO
308
CH
Chaetoceros 24, 170, 285
concavicornis 25, 170
convolutus 28, 170
danicus 170
scrobiculata 131, 132
simplex 130
tripos 129, 133
whittingae 131
Dinophysis spp 41
Ditylum
brightwellii 280
Chatonella 221, 225
cf. antiqua 226
Donax
Chattonella 159
antiqua 158
marina 158
hanleyanus 277, 280
E
Chlamys
vitrea 243
Emiliania
huxleyi 162
Chloromonas 158
Engraulis
anchoita 174
mordax 172
Chondria
armata 68
Chrysochromulina 157, 160, 162, 164, 221
leadbeateri 163
polylepis 22, 25, 32, 47, 162, 163
spinifera 162
D
Dictyocha 161
fibula 161, 226
octonaria 161
speculum 24, 161
Dinophysis 23, 25, 27, 38, 39, 40, 45, 63, 64, 87, 88,
128, 135, 222, 224, 259, 274, 280
acuminata 27, 33, 64, 130, 134, 203, 205, 206,
225, 226, 272, 280, 281
acuminata var. acuminata 133, 130
acuminata var. lachmannii 131, 133
acuta 27, 33, 40, 45, 48, 64, 88, 129, 130, 133,
229, 280
böhmi 131
borealis 131
caudata 64, 129, 132, 133, 229, 272, 280, 281
fortii 27, 33, 40, 130, 131, 133, 205, 206, 280
homunculus 132, 133
intermedia 131
lachmänni 131
mitra 132, 133
norvegica 33, 87, 88
rotundata 64, 131, 133, 134, 280
sacculus 280
Ensis
macha 242
Eurhomalea
exalbida 242
Euterpina
acutifrons 24
Exuviaella 127
mariae-lebouriae 127
minima 127
F
Farfantepenaeus
paulensis 229
Fibrocapsa 158
japonica 158, 159, 221, 226
Fragilariopsis 170, 171
G
Gadus
morhua 152
Gambierdiscus
polyniensis 96
toxicus 24, 34, 96
Gessnerium 136, 137, 141
mochimaensis 142
monilatum 142
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
309
H
Glenodinium
trochoideum 219
Gomphoneis
herculeana 203
Goniodoma
ostenfeldi 134
Gonyaulax 134, 136, 138, 225, 271, 283
acatenella 134, 138
catenella 134, 139
excavata 27, 137, 138, 141
fratercula 140
grindleyi 25
kutnerae 140
monilata 142
peruvianum 141
tamarensis 27, 134, 137
Gymnodinium 28, 42, 58, 84, 147, 148, 149, 150, 221,
271, 283
achromaticum 148
breve 23, 95, 151, 221
brevisulcatum 151
catenatum 23, 27, 28, 48, 150, 151, 213, 225,
226, 272, 276, 277, 278, 280, 285, 286
galatheanum 152
impudicum 24, 150
microreticulatum 285
micrum 152
mikimotoi 32, 148, 151
nagasakiense 151
nolleri 285
pulchellum 151
sanguineum 147, 280, 283
Gymnodinium spp 32
Gymnodinum 212
Gyrodinium 147, 148, 212
aureolum 148, 151
cf. aureolum 221, 226
corsicum 152
galatheanum 152
impudicum 285
veneficum 152
vitiligo 152
Gyrodinium spp. 28
Haliotis
rufescens 263
tuberculata 34
Heterosigma 158, 159, 160, 221
akashiwo 27, 32, 158, 225
Histioneis 128, 135
K
Karenia 32, 151
brevis 23, 47, 95, 151
brevisulcatum 151
mikimotoi 23, 148, 151
Karlodinium 151
micrum 152
Katodinium 147, 148
glaucum 148
L
Leptocylindrus
minimus 28, 32
Leptolyngbya 229
Lingulodinium
polyedrum 90
M
Megabalanus
psittacus 243
Melosira
varians 203
Mesodesma
mactroides 226, 280
Mesodinium
rubrum 25, 26, 212, 226, 280, 283, 285
Microcystis
aeruginosa 221, 222, 227, 229, 230, 269, 272,
282
viridis 229
Mya
arenaria 182
ÍNDICE TAXONÓMICO
310
Mytilus
chilensis 241, 242, 243, 244, 248, 249, 252,
264, 266
edulis 72, 169, 174, 180, 182, 211, 212, 213,
264, 277, 280
edulis platensis 199, 201
Ostreopsis 24, 34
P
Paracentrotus
lividus 34
Paralia
sulcata 203
Mytilus spp 30
N
Pecten
maximus 31
Nanoneis 171
hasleae 171
Perna
perna 64
Navicula
navis-varingica 33
Nitzschia 170
actydrophila 175
delicatissima 170, 175
delicatula 182
fraudulenta 170, 176
navis-varingica 169
navisvaringica 31
pseudodelicatissima 182
pseudoseriata 171
pungens 184
pungens f. multiseries 169, 179
pungens var. atlantica 184
seriata 170, 189
sicula 170
sigmoidea 170
turgidula 187
Noctiluca 22, 26, 42
miliaris 152
scintillans 24, 152, 212, 226, 283
Nodularia
baltica 283
baltica spumigena (grupo) 272
baltica-spumigena 283
spumigena 283
O
Odontella
aurita 203
Olisthodiscus 160
luteus 159
Ornithocercus 128
Pfiesteria
piscicida 24, 25
Phaeocystis 24, 162, 165
cf globosa 225
scrobiculata 165
Phalacrocorax
aff. turgidula 188
penicillatus 172
Phalacroma 132
mitra 132
rotundatum 131, 132
Pitar
rostrata 272, 274
Pleoticus
muelleri 201
Pododesmus
rudi 201
Polykrikos
kofoidii 147, 280, 283
schwartzii 39, 283
Porphyra 24
Prorocentrum 24, 64, 126, 127, 135, 224
cordiforme 127
lima 25, 34, 68, 87, 205, 206
maculosum 88
micans 26, 39, 127, 203, 205, 212, 225, 241
minimum 127, 225, 229, 272, 283
obtusum 225
scutellum 283
triangulatum 127
Protoceratium
reticulatum 25, 33, 90
FLORACIONESALGALES NOCIVAS EN EL CONO SUR AMERICANO
Sar, E.A., M.E. Ferrario & B. Reguera
Instituto Español de Oceanografía, 2002
311
Protogonyaulax 134
excavata 138
Ptychodiscus
brevis 23, 95, 151
Protoperidinium 24, 25, 79, 136
balechii 203
crassipes 25, 79
depressum 25
Pyramimonas 280
Protothaca
taca 264
Scrippsiella
trochoidea 219, 280, 283
trochoideum 221
Prymnesium 22, 157, 162, 164, 221
calathiferum 164
nemamethecum 164, 165
parvum 164
parvum f. parvum 164
parvum f. patelliferum 164
patelliferum 164
Pseudo-nitzschia 23, 31, 40, 48, 69, 169, 170, 171,
213, 221, 222, 223, 224, 238, 259, 261, 266, 267
aff. multiseries 180
australis 27, 48, 69, 169, 172, 174, 175, 178,
179, 190, 205, 206, 226, 264, 266
cf. pseudodelicatissima 213
cf. subfraudulenta 223
cuspidata 176, 184
delicatissima 169, 171, 175, 176, 184
fraudulenta 169, 171, 176, 178, 179, 190, 213
lineola 176, 184, 188
multiseries 27, 169, 171, 179, 180, 181, 187,
190, 205, 206, 226
multistriata 169
pseudodelicatissima 169, 171, 176, 182, 184,
205, 206, 226, 266
pungens 169, 171, 181, 184, 186, 187, 226,
264, 272, 282
pungens f. multiseries 179
pungens var. cingulata 187
pungens var. pungens 181, 187
seriata 169, 170, 171, 172, 174, 175, 176,
181, 189, 190
seriata f. obtusa 174, 175, 190
seriata var. fraudulenta 176
subfraudulenta 178, 179
turgidula 169, 171, 187, 188
turgiduloides 188
Pseudo-nitzshia
pungens f. multiseries 68
Pyrodinium 84
S
Scripsiella
trochoidea 226
Siliqua
patula 69, 172
Skeletonema
costatum 205, 280, 283
Synechocystis
aquatilis 27
aquatilis f. salina 221, 227, 228
T
Thalassiosira
mala 169
Trichodesmium 221, 224
erythraeum 221, 224, 272, 280, 283
hildebrandtii 224
thiebautii 224
Trophon 243
Turbo
pica 34
V
Venus
antiqua 174
W
Woloszynskia
micra 152
Z
Zidona
dufresnei 28, 34